一、污染土壤中PAHs处理技术研究进展（论文文献综述）
郑美林,赵颖豪,苗莉莉,高喜燕,刘志培[1]（2021）在《多环芳烃污染土壤生物修复研究进展》文中研究说明多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）是一类广泛分布于环境中的持久性污染物,结构稳定、难以降解,对生态环境和生物具有"三致"毒害性,其环境去除和修复备受关注。绿色、安全、经济的生物修复技术被广泛应用于PAHs污染土壤的修复。本文从土壤中PAHs的来源、迁移、归趋和污染水平总结了目前我国土壤多环芳烃污染的基本状况;归纳了具有PAHs降解作用的微生物、植物种类及机理;比较了微生物修复、植物修复和联合修复3类主要的生物修复技术。指出植物与微生物的互作机理的解析,抗逆菌株、植株的筛选与培育,实际应用的安全和效能评估应成为多环芳烃污染土壤修复领域未来的研究方向。
滕青,王春,林炫洁,谢梅冰,程璐思[2]（2021）在《土壤多环芳烃污染修复技术研究进展》文中提出多环芳烃作为环境中典型的持久性有机污染物,因其毒性强、危害大而备受关注。本文从生物修复、物理修复和化学修复等方面,概述了近年来国内外土壤多环芳烃污染的主要修复技术。生物修复技术处理成本低、操作便捷、二次污染小,但修复周期长、不适用于高浓度污染土壤;物理修复和化学修复可用于高浓度污染土壤,但存在改变土壤原有结构、运行和维护成本高等缺点。针对高浓度PAHs污染土壤,首先宜采用物理和化学修复去除其中大部分污染物,再进一步利用生物修复进行无害化处理,实现污染土壤的循环利用。
张兆鑫[3]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中进行了进一步梳理为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
徐光辉[4]（2021）在《冻融作用对典型土壤中多环芳烃迁移及生物有效性的影响机制研究》文中研究说明冻融是我国北方一种典型的气候现象,它会使土壤理化性质发生显着变化,从而可能引起土壤中有机污染物环境行为与归趋的改变。多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）是一类在环境中广泛存在的半挥发性有机污染物,是指由两个或两个以上苯环以稠环形式相连的一类化合物,具有毒性、难降解性、生物累积性,以及致癌、致畸、致突变的“三致”作用,多年来一直是环境领域关注的热点问题。我国土壤中PAHs污染严重,了解PAHs在土壤中的迁移规律,对于评价PAHs对生态系统的潜在风险具有重要意义。到目前为止,它们在冻融循环下的迁移和生物有效性变化情况尚未被研究过。本论文通过研究冻融循环（freeze-thaw cycles,FTCs）对三种土壤（黑土、棕壤、黄土）中典型PAHs-菲、芘和苯并芘的迁移、生物有效性的影响,明确了FTCs过程对土壤PAHs环境行为的影响因素,初步揭示了FTCs过程对土壤中PAHs迁移和生物有效性影响的机理。本研究建立并优化了土壤中PAHs的检测方法,回收率较高,分析方法准确可靠,为接下来的样品分析奠定了基础。进行室内土柱模拟实验和Tenax吸附-解吸实验,分别研究不同FTCs条件下,冻融频次（4、8、16和32）、冻结温度（-5℃、-15℃和-25℃）、含水率（30%、50%和100%）对三种土壤中典型PAHs-菲、芘和苯并芘的迁移和生物有效性的影响情况。研究结果表明,FTCs通过影响土壤的理化性质从而影响PAHs的迁移和生物有效性。FTCs中,土壤理化性质在垂直方向上的变化因土壤类型而不同。经过FTCs后,粘粒胶体含量从柱顶到柱底依次增加。黑土黏粒胶体含量垂直变化显着。同样,其他类型土壤的孔隙度在FTCs后也有增加的趋势。在0℃条件下,PAHs在土壤中的迁移没有明显变化。FTCs增强了PAHs在土柱中的迁移。PAHs在不同土壤中的迁移深度存在显着差异。黑土中PAHs的迁移速率最高,因为黑土中粘粒胶体含量较高。三种PAHs中,菲的迁移率最高,而苯并芘受FTCs的影响较小。水分含量越高,PAHs在土壤中的迁移深度越高。较低的冻结温度导致土壤大颗粒破碎,产生更多的粘粒胶体。FTCs促进了水分的移动,水分渗透到土壤中,增加了粘土胶体的含量和移动,从而促进了PAHs的移动。PAHs的移动性受冻结温度和水分含量的影响显着。较低的冻结温度和较高的含水率可以促进PAHs的运移。三种PAHs在黄土和棕壤土柱中的迁移距离受冻结温度的影响较小,这可能与它们的粘粒含量较低有关。总的来说,冻融作用下,柱中底层土壤粘粒和胶体含量呈现增加趋势,PAHs含量也呈现类似趋势,表明PAHs会随土壤胶体一起迁移。FTCs过程对土壤中PAHs生物有效性的影响是一个复杂的过程,是多种因素综合作用的结果。设定不同的冻融条件（冻结温度、含水率、冻融频次）,采用Tenax（60-80目）对PAHs在三种典型土壤中冻融频次下的生物有效性进行评估。研究结果表明,冻融循环显着影响PAHs在土壤中的生物有效性。PAHs的生物有效性受到冻融频次、含水率、冻结温度、土壤有机质、土壤理化性质以及PAHs性质的影响。与恒温对照相比,冻融循环显着提高了菲在三种土壤中的生物有效性。含水率对PAHs在不同土壤中的生物有效性影响不同,黑土和黄土中,较高的土壤含水率有利于提高菲的生物有效性;相反,较高的含水率反而会降低菲在棕壤中的生物有效性。本研究中,苯并芘未检出,这与苯并芘较高的辛醇水分配系数（log Kow）有关,菲、芘在三种土壤中生物有效性不同。菲和芘在黑土中生物有效性最低,且菲的生物有效性显着高于芘。随着冻融次数的增加,菲和芘的生物有效性先增加后降低,经过8次FTCs后,菲和芘在黑土、黄土以及棕壤中的生物有效性较高。与恒温对照相比,FTCs提高了芘在黑土中的生物有效性,降低了芘在黄土中的生物有效性。三种土壤中,随着冻融循环次数的增加,不同冻结温度条件下（-5℃、-15℃、-25℃）,菲和芘的生物有效性均先升高后降低,冻结温度越低,生物有效性越高。较高的含水率和较低的冻结温度会提高菲和芘在三种土壤中的生物有效性。FTCs对三种土壤中的腐殖质,腐植酸（HA）、富里酸（FA）以及胡敏素（HM）的含量影响显着（p<0.05）。初始条件下,胡敏素（HM）含量最高,显着高于其它组分（p<0.05）;黑土HA/FA（1.28）显着高于黄土（0.85）和棕壤（0.47）,表明黑土的腐殖化程度最高。冻融循环过程中,不同土壤中腐殖质变化不同。总的来说,随着冻结温度和含水率的增加,土壤腐殖化程度增加,并且促进HA和FA向HM转变,显着影响（p<0.05）土壤的腐殖化（HA/FA）程度,冻结温度越低,土壤腐殖化程度越高。三种土壤的比表面积黑土最大,黄土最小。其中,黄土的平均孔体积要大高于黑土和棕壤,总体上,冻融作用会使孔体积变小。黑土比表面积随着冻融频次的增加而下降,吸附点位减少,这可能会导致PAHs生物有效性的增加;而对于棕壤和黄土,其比表面积则随着冻融频次的增加而增加,从而提供了更多的吸附点位,这会导致生物有效性的降低。冻融过程中,冻融频次、含水率和冻结温度对土壤比表面积、孔径以及孔体积的影响显着（p<0.05）,但三种土壤比表面积变化规律不同。FTCs对土壤粒度影响显着,随着冻融条件的变化而变化。初始条件下黑土和黄土中粉粒含量占比最大,显着高于其它组分（p<0.05）。FTCs过程中,不同土壤粒径分布变化不同,含水率对土壤的粒径分布影响显着。土壤含水率、冻融频次和冻结温度通过改变土壤孔隙结构、比表面积和土壤有机质的组分（HA、FA、HM、HA/FA、DOM）来影响PAHs的生物有效性。冻融过程中,温度降低、有机质组分改变、水相变成冰、土壤孔隙结构的改变均能提高PAHs的生物有效性。在高振幅的日或季节温度变化过程中,热应力会驱动土壤颗粒破碎。应力大小取决于温度变化的大小,应力随温度变化的增加而增加。接触应力作用下,粗粒矿物颗粒破碎成较小粒度,形成了更多的吸附点位,从而降低了污染物的生物有效性。冻融循环可能降低污染物在土壤有机质上的扩散速率,从而提高生物有效性;促进化学分子吸附到玻璃态有机质上,导致生物有效性降低;促进橡胶态有机质（HA、FA）向玻璃态有机质（HM）转变,导致生物有效性降低。当土壤比表面积,孔隙度等的初始值很大时,会显着影响PAHs的生物有效性。
肖锟[5]（2021）在《一株生物表面活性剂产生菌MSP117及其对CFP312降解菲的影响》文中认为多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）是一类分布广泛有机污染物,疏水性强,且难降解。低水溶性是导致PAHs生物降解受限的主要因素,而生物表面活性剂可显着增加PAHs的表观溶解度。此外,在高稀土含量的土壤中,微生物活性易受到稀土离子的胁迫作用而代谢所限。目前对稀土离子是否会影响PAHs降解菌的代谢研究较少。基于此,本文首先对生物表面活性剂产生菌进行筛选。随后,初步纯化了生物表面活性剂并鉴定其分类,同时测定了其对菲的增溶情况。紧接着,本文进一步检测了菌株对稀土离子的吸附能力并确定了一些基本的影响因素。最后,通过添加灭活细胞和共培养的方法初步研究了菌株的吸附用于缓解稀土离子对PAHs降解菌的胁迫作用。具体研究结果如下:1、菌种筛选、鉴定与保藏。从富油土壤或水体采集样品中,筛选得到一株产生物表面活性剂的菌株,命名为MSP117。稀土Ce3+的吸附实验结果显示MSP117具有良好的稀土离子吸附能力。MSP117菌落呈现白色、干燥、扁平、不透明,在平板上孵育48h后,直径大约为0.6-0.8cm。镜检发现细胞呈现杆状,革兰氏阳性菌,且产芽孢。菌株能利用葡萄糖与蔗糖生长,且接触酶、氧化酶以及淀粉水解酶均为阳性。结合菌落特征、显微观察、生理生化和16S r DNA同源性分析,鉴定菌株MSP117为枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）,其Genbank登录号为MW412499,保藏编号为CICC25064。2、生物表面活性剂特性分析。菌株MSP117的发酵过程比较缓慢,但葡萄糖消耗迅速。在发酵后期,培养液逐渐酸化,并大量产生生物表面活性剂。根据亚甲基蓝实验结果确定该生物表面活性剂为非离子型。薄层层析实验显示其为糖脂类生物表面活性剂。此外,该生物表面活性剂对多环芳烃菲具有显着的增溶效果。3、MSP117细胞对稀土离子的吸附。实验发现,菌株MSP117细胞干燥处理（烘干或冻干）后,稀土离子的吸附效果与未处理细胞相比,有所下降;在p H=5、7、9下,菌株MSP117的吸附能力随着碱性的增强而增加。但温度的变化对菌株MSP117的吸附能力影响不大。随着干扰离子NH4+浓度的升高,稀土Ce3+的吸附未受影响,但Y3+的吸附量逐渐降低。4、MSP117对稀土胁迫下菲生物降解的影响。随着稀土离子浓度的升高,降解菌CFP312的菲代谢活性受到了胁迫,但葡萄糖代谢不受影响。而在高浓度稀土离子存在下,菲的生物降解依旧受限。添加菌株MSP117灭活细胞到培养体系中,或者在MSP117与CFP312共培养条件下,稀土元素对菲降解的胁迫作用得到有效缓解。
张贺[6]（2021）在《秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响》文中研究指明多环芳烃（PAHs）广泛存在于大气、水体、土壤等环境介质,是一种具有致癌性、致畸性和致突变性的持久有机污染物。多环芳烃主要来源于人类活动,包括交通、工业排放、煤炭和化石燃料燃烧等过程。土壤是多环芳烃一个重要的汇,大气及水体中的多环芳烃最终通过干湿沉降进入土壤。土壤中的多环芳烃不仅毒害植物和土壤微生物,还通过皮肤接触、呼吸及膳食途径进入人体,危害人体健康。因此降低土壤中多环芳烃污染,减少农产品吸收、积累多环芳烃具有重要意义。本研究以多环芳烃污染土壤为研究对象,探究了玉米秸秆和根茬还田对土壤中多环芳烃降解的影响;调查了单独或联合添加秸秆、葡萄糖、叠氮化钠对土壤中多环芳烃降解、形态转化、生物有效性、微生物群落以及相关多环芳烃降解基因的影响;并研究了添加不同比例玉米秸秆（1%、2.5%和5%w/w）对冬小麦吸收、积累多环芳烃的影响。主要研究结果如下:添加玉米秸秆或根茬显着（P<0.05）增加了土壤中CO2的排放速率和70天培养期CO2累计排放量,且CO2排放速率随秸秆或根茬添加量的增加而增大。添加玉米秸秆和根茬明显提高土壤可溶性有机碳和土壤微生物量碳含量,在5%（w/w）添加量下,玉米秸秆比根茬更有利于土壤中可溶性有机碳和土壤微生物量碳的增加。添加玉米秸秆和根茬均提高了土壤中多环芳烃的溶解性和移动性,进而促进了污染土壤中多环芳烃的降解,其中在5%（w/w）添加量下秸秆比根茬更有利于土壤中多环芳烃的降解。培养70天后,添加葡萄糖和秸秆显着（P<0.05）增加了土壤中多环芳烃的降解率,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖处理下多环芳烃降解率与对照相比分别增加了13.01%、20.62%和29.81%。同时,土壤中有效态多环芳烃浓度明显下降,添加葡萄糖(17.12μg kg-1)、秸秆(16.87μg kg-1)、联合添加秸秆和葡萄糖(15.27μg kg-1)处理下土壤中有效态多环芳烃浓度显着（P<0.05）低于对照土壤(46.17μg kg-1)。此外,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖均显着增加了土壤中可溶性有机碳含量和土壤微生物量碳含量。可溶性有机物质的积累增加了土壤中多环芳烃的溶解能力,使得被吸附固定的锁定态多环芳烃向结合态发生转化,进而易于被土壤微生物利用。添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖处理改变了土壤中微生物群落,增加了土壤中多环芳烃降解相关细菌的相对丰度和降解基因的比例,促进了土壤中多环芳烃的降解。添加秸秆显着（P<0.05）降低了根际土壤和非根际土壤中多环芳烃的含量,不同比例秸秆还田处理下根际和非根际土壤多环芳烃降解率由高到低的顺序为5%>2.5%>1%。土壤中多环芳烃的残留量下降,导致冬小麦地上部和籽粒中多环芳烃浓度随小麦根系吸收多环芳烃的下降而减少,在5%秸秆添加处理下冬小麦籽粒中Ba P浓度低于食品安全国家标准(5.0μg kg-1)。综上所述,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖的土壤中多环芳烃具有较高的降解率,进而显着（P<0.05）降低了有效态多环芳烃（水溶态和酸溶态）的浓度,可溶性有机碳的增加促进了土壤中锁定态多环芳烃向结合态发生转化。在添加量为5%（w/w）时,玉米秸秆还田比根茬还田更有利于土壤中多环芳烃的降解。
丁洋[7]（2021）在《青藏高原东缘土壤中典型持久性有机污染物的来源与迁移转化机制》文中认为持久性有机污染物（persistent organic pollutants,POPs）因其持久性、高毒性和长距离迁移性而受到全球广泛关注,了解POPs的环境分布、来源及其迁移转化机制对于管控和消减POPs以及生态环境保护具有重要意义。青藏高原平均海拔超过4000 m,又被称为地球“第三极”,生态极其脆弱。与此同时,青藏高原周边分布有多个人口密集和工业发达地区,频繁的人类活动往往伴随着大量的污染物（包括POPs）排放,这些污染物可随大气长距离迁移至青藏高原边缘地区甚至腹地。以青藏高原东缘为例,毗邻的四川盆地历史上有较高强度的多种类型POPs的排放,可能通过长距离迁移威胁青藏高原的生态安全及人群健康。此外,虽然青藏高原地处偏远,但近年来随着工业化进程的加快,高原城镇迅猛发展,来自高原本地人口聚集区排放的POPs也对高原生态及居民健康造成潜在威胁。了解POPs的环境分布及厘清长距离迁移和本地源的贡献对有效管控POPs排放及保护高原生态及人民健康具有重要意义。另一方面,青藏高原东缘地形起伏较大,海拔可从低于1000 m上升至高于4500 m,与之相应的气候与环境条件也多种多样。目前对于POPs的迁移转化尤其是动力学机制的研究多集中在单一或较少环境变量的室内实验,相关参数可能并不适宜直接应用到环境条件变异度较大的野外自然环境中。探讨青藏高原不同自然环境条件下POPs的迁移转化机制,亟需原位场地试验来验证或修正相关室内实验的成果。除此之外,青藏高原东缘梯度变化的气候环境也为研究POPs迁移转化对于环境条件变化的响应提供了丰富的气候场景,对POPs环境归趋理论的完善具有重要意义。本研究基于环境样品采集和原位场地试验,分别研究青藏高原东缘POPs的分布与来源（第三章）以及POPs的迁移转化速率与途径（第四章和第五章）。第三章对青藏高原东缘四川盆地-黄河源区长剖面的表层土壤进行了采集,对4类有机氯农药（organochlorine pesticides,OCPs）和25种多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）及其衍生物进行检测。基于浓度数据对上述污染物的空间分布进行了探讨。利用相关性分析、长距离迁移潜力分析、特征化合物比值和主成分分析-多元线性回归分析,对POPs的来源进行了研究,并对不同源的贡献率进行了定量。第四章基于为期一年的原位花盆试验（位于A/B/C/D四个场地）,利用耗散动力学方程研究了两种OCPs（γ-HCH和p,p’-DDT）的耗散速率;利用转化动力学方程研究了γ-HCH和p,p’-DDT的转化产物的生成速率和耗散速率,并对其转化路径进行了探讨。基于前述耗散特征和转化特征,讨论了γ-HCH和p,p’-DDT的耗散与转化对于不同自然环境条件的响应,并探讨其对于气候变化的响应。利用原位花盆实验获取的批量γ-HCH、p,p’-DDT及转化产物的浓度数据,对用于判定农药来源和输入时间的经验比值法的适用范围进行了评估。第五章基于一年期的原位花盆试验,利用耗散动力学方程研究了四种PAHs（Phe、Pyr、Ba P和Bghi P）的耗散速率。利用基于逸度理论的表层土壤模型,计算了三个传统上被认为重要的耗散过程（挥发、淋溶和生物降解）的耗散速率,推导出不可提取态残留（non-extractable residue,NER）生成速率,并对该模型的不确定度进行了分析。此外,还对污染物理化性质差异和环境条件差异对PAHs迁移转化的影响进行了研究。结果与结论如下:（1）青藏高原东缘土壤中,OCPs的残留量高低顺序（以中值计）为DDTs>HCHs>HCB>Pe CB;PAHs的残留量高低顺序（以中值计）为2环>3环>4环>5环>6环PAHs。与全球其他高山和偏远地区相比,四川盆地-黄河源区土壤中DDTs、HCHs和HCB的残留量处于中等水平,PAHs处于中等或较低水平。Pe CB、HCB和多数PAHs的分布受居民生活或工业活动影响,DDTs分布受农牧业活动的影响。就长距离迁移潜力而言,HCB和Pe CB较高,HCHs中等,DDTs较低,PAHs极低。HCHs和DDTs主要来源于历史输入的工业HCH和工业DDT,PAHs可能来源于石油燃烧和生物质燃烧。OCPs和PAHs的3种本地源贡献共占比88%,2种长距离迁移与本地混合源共占比12%。（2）场地试验中,p,p’-DDT的耗散速率快于γ-HCH,可能反映了土壤中NER生成过程的显着影响。高气温、高降水量的低海拔地区的γ-HCH和p,p’-DDT有较快的耗散速率,反映了高温、高降水量对挥发、淋溶和生物降解等耗散过程的促进作用;低温高海拔的场地D中p,p’-DDT也有较快的耗散速率,可能反映了强辐射环境下p,p’-DDT发生了部分光解。γ-HCH的降解产物比p,p’-DDT的降解产物有更快的耗散速率。本研究揭示的转化途径包括γ-HCH→Pe CCH、γ-HCH→Te CCH和γ-HCH→α-HCH,以及p,p’-DDT→p,p’-DDE和p,p’-DDT→p,p’-DDD→p,p’-DDMU→p,p’-DBP。场地A和D中γ-HCH和p,p’-DDT有更快的脱氯速率和更慢的脱氯化氢速率,反映了潮湿环境以及潜在的光解均有利于脱氯作用而相对抑制脱氯化氢作用。在湿润的亚热带气候环境下,（p,p’-DDD+p,p’-DDE）/p,p’-DDT比p,p’-DDE/p,p’-DDT更加适合判断DDT的输入时间。（3）场地试验中,较轻的PAHs浓度下降幅度高于较重的PAHs;场地A和B的PAHs浓度下降幅度大于场地C和D。挥发、淋溶、生物降解和NER生成过程对快速耗散阶段中PAHs的浓度下降贡献分别为0.02%±0.04%、0.03%±0.06%、7%±14%和92%±14%,对缓慢耗散阶段中PAHs的浓度下降贡献分别为0.1%±0.1%、0.2%±0.3%、50%±36%和49%±37%;PAHs的耗散过程整体上由生物降解和NER生成过程共同控制。总体而言,分子量较大的Ba P和Bghi P在快速耗散阶段的半衰期更短,在缓慢耗散阶段的半衰期更长（场地A和B的Phe和Pyr除外）;位于高气温、高降水的低海拔地区的PAHs在快速耗散阶段的半衰期更长（场地D的Phe和Pyr除外）,在缓慢耗散阶段的半衰期更短。本结果反映了大分子量有机污染物的环境行为受NER生成控制,小分子量有机污染物受NER生成与生物降解的共同支配;同时反映了本研究中NER生成过程的核心机理很大程度上可能是吸附过程,即I型NER生成过程。
王晋峰[8]（2021）在《叶面吸收对冬小麦体内多环芳烃转运积累的影响及机制》文中提出近三十年来,随着我国城市化和工业化进程的迅猛发展,环境污染日益加重,尤其是有机污染物污染,这引起了相关学者的普遍关注。多环芳烃（PAHs）作为一类典型的持久性有机污染物（POPs）,由于其致突变、致癌和致畸等“三致”效应,其污染防治已成为环境领域中一个热点和难点。这类化合物普遍存在于土壤、大气等环境介质,可以在各种介质迁移转化。PAHs主要通过食物链转移,通过饮食摄入对人类健康产生威胁。冬小麦是我国主要粮食作物,也是我国居民尤其是北方居民的主食。由于气候和能源结构的制约,燃煤是我国PAHs排放的主要来源。北方地区冬小麦种植面积占我国小麦总种植面积的70%以上,该地区燃煤高峰期与冬小麦生育期高度重合,导致冬小麦安全生产受到严重威胁。虽然冬小麦籽粒中PAHs含量与其他食物如蔬菜、肉类等相比较低,但由于其摄入量大给当地居民身体健康带来较大健康风险。植物吸收PAHs主要通过土壤-根系吸收和空气-叶面吸收两大途径,目前大多数研究主要针对前者,忽略了叶面吸收途径对植物吸收PAHs的影响。有研究表明:空气-叶面吸收也是植物吸收PAHs的重要途径,然而这些研究主要集中在树木叶片和叶面积较大的蔬菜,而对禾本科作物—冬小麦的相关研究较为匮乏。本研究以燃煤污染区为研究对象,首先调查了周边农田不同生育期冬小麦体内PAHs动态分布与积累特征,探讨了叶面吸收途径对冬小麦籽粒积累PAHs的贡献;其次,采用室内模拟大气PAHs污染,揭示叶面性质如叶片蜡质含量和比叶面积对冬小麦叶片内PAHs在不同组织分布与转移的影响;通过吸附试验探讨了冬小麦叶片角质层各分离组分的组成和结构对菲和芘吸收的作用机理和相对贡献;最后,通过控制性模拟试验,探明不同生育期叶面暴露PAHs对冬小麦体内PAHs的积累、分布及转运的影响机制。本论文取得的主要研究结果如下:（1）随着与燃煤电厂距离的增加,冬小麦根际土壤和籽粒中PAHs浓度均明显下降。冬小麦不同器官和根际土壤中PAHs浓度表现出明显的季节变化特征:从返青期（春季）到成熟期（夏季）呈下降趋势。冬小麦籽粒中低分子量PAHs（3-4环）主要来自于营养器官转移,其中茎秆和叶对籽粒PAHs的贡献大于根系,部分高分子量PAHs（5-6环）则来自空气-叶面吸收途径。（2）在1.25 mg L-1?5PAHs暴露条件下,比叶面积（SLA）与叶中?5PAHs浓度呈显着正相关关系（r=0.46,p<0.05,n=28）。这表明冬小麦比叶面积越大,叶对PAHs的吸收能力越强。由于PAHs较高的脂溶性,叶片蜡质对PAHs具有较高的截留作用,PAHs从蜡质向叶内部组织的转移能力普遍偏低（TFw-m<0.015）。然而,叶片蜡质含量与菲（PHE）、蒽（ANT）、芘（PYR）及?5PAHs从蜡质到叶内部的转移因子（TFw-m）呈显着（p<0.01）正相关关系,这表明即使蜡质的存在导致PAHs向叶片转移能力整体较低,较高的蜡质含量也可促进低分子量PAHs向叶内部组织转移。主成分分析（PCA）结果也表明:角质层蜡质含量是影响冬小麦叶面吸收PAHs的关键因子之一。（3）冬小麦角质层四种组分对PHE的相对吸附系数依次为:角碳>角质>角碳-糖类复合体>蜡质,对PYR的相对吸附系数依次为:角质>角碳>角碳-糖类复合体>蜡质,这说明角碳和角质是PAHs的主要存储介质。由于角质层较低蜡质含量（9.6%）,蜡质组分对PAHs的吸附贡献最低。此外,角质层组分吸附系数与碳含量呈正线性关系,而与氮、氧含量、极性指数呈显着负线性关系,这表明碳含量越高,角质层组分对PAHs的吸附能力越强,而氮、氧含量和极性指数越高,角质层组分对PAHs的吸附能力越弱。（4）灌浆前期叶面暴露PAHs处理冬小麦籽粒中浓度最高,而灌浆后期叶面暴露处理小麦体内所有器官中PAHs浓度最低。随着冬小麦暴露大气PAHs由营养生长阶段到生殖生长阶段的转移,冬小麦体内PAHs也由营养器官向籽粒转移。旗叶面积在PAHs的转移和分布中发挥关键作用,在旗叶面积较大的灌浆前期,冬小麦体内PAHs向根系的转移和富集受到抑制,而对PAHs向籽粒转移和积累起到促进作用。综上所述,大田条件下冬小麦根际土壤及不同器官中PAHs浓度呈现明显的时空变化特征,其中籽粒内中低分子量PAHs主要源于营养器官的转移,且贯穿整个生育期,部分高分子量PAHs则来自空气-叶面吸收途径。冬小麦叶片蜡质含量是影响PAHs叶片吸收及PAHs从蜡质向叶片内部转移的关键因素,较大的比叶面积也促进了叶片对PAHs的吸收。角质层中角质和角碳是PAHs的主要吸附介质,由于冬小麦叶片角质层较低蜡质含量,蜡质对PAHs的吸附贡献也最低。灌浆前期叶面暴露PAHs,冬小麦籽粒遭受PAHs污染风险的风险较高。因此,选择适宜冬小麦品种及监测不同生育阶段大气中PAHs的污染状况对冬小麦的安全生产具有重要意义。
孙博雅[9]（2021）在《土壤铁还原菌群的富集及其联合Fenton试剂去除PAHs的效果研究》文中提出多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）是一类含有2个及以上并环苯环结构的烃类化合物分子,结构稳定,具有亲脂性和疏水性,能在土壤中持久存在,对人类与环境健康产生威胁。基于Fe（Ⅱ）催化氧化原理的Fenton试剂,能够有效去除土壤中PAHs等难降解的有机物,是修复土壤PAHs污染的常见手段之一,但在应用过程中常受到PAHs有效性、Fe（ⅡI）污泥二次污染以及破坏土壤生态等问题的限制。土壤中铁元素丰富,由铁还原微生物驱动的Fe（ⅡI）还原过程可与包含PAHs在内的多种有机物以及重金属离子的代谢或转化相偶联,铁还原微生物在PAHs厌氧降解中可能发挥重要作用。Fenton试剂与铁还原微生物具有以铁转化为核心的互补性,二者联合应用具有修复土壤PAHs污染的潜力,目前相关研究还不多见。因此,本研究选择具有潜在PAHs污染的重庆涪陵页岩气田区域土壤,从油基灰渣堆放点（DC1、DC2、DC3、DC4）和废弃气井附近（FS1、FS2）采集6个样品富集铁还原菌群,解析群落结构,同时测定土壤理化性质及铁还原活性（Iron Reducing Potential,IRP）,探究铁还原活性与环境因子的关系。并以典型PAHs（菲、芘）污染土壤为对象,探究富集的高铁还原活性菌群及其联合Fenton试剂对PAHs的去除效果,考察其对土壤微生物群落的影响。以期为化学-生物联合修复土壤PAHs污染提供一定理论依据,为开发高效、节能的土壤PAHs修复新策略打下基础。主要研究结果如下:（1）涪陵页岩气田土壤的铁还原富集菌群调查结果表明,厚壁菌门（Firmicutes）、变形菌门（Proteobacteria）和拟杆菌门（Bacteroidetes）是该区域土壤中的优势菌门。与低IRP（Iron Reducing Potential,IRP）样品相比,Pseudomonas、norank Peptococcaceae及Lentimicrobium等菌属在高IRP样品中具有较高的相对丰度。基于各样品OTU（Operational Taxonomic Unit）组成的PCo A（Principal Co-ordinates Analysis）分析表明,高、中及低IRP样品中铁还原菌群落结构差异显着（R2=0.25,p<0.01）,且一些分别属于Acetoanaerobium、Proteiniphilum、Petrimonas、Tessaracoccus及Exiguobacterium菌属中的OTUs在高IRP样品中显着上调。结构方程模型表明,铁还原微生物的群落结构是直接决定土壤IRP的主要因子,土壤氨氮及有效磷均可通过影响微生物群落结构来间接影响IRP,且氨氮还可通过直接影响有效磷来间接影响土壤IRP。综上,铁还原菌群对环境因子有较为敏感的响应,铁还原微生物群落结构是直接影响该气田土壤IRP的关键因子,在高IRP样品中显着上调的菌属在铁还原过程起到重要作用。（2）以低分子量典型PAHs菲为对象,探究Fenton试剂以及其与研究内容1中富集的高铁还原活性菌群联合去除土壤菲污染的效果。在菲污染土壤基础上设置无Fenton（FN）、pH3条件下Fenton处理并调节pH为3(FY3)以及调节pH为7(FY7)的3组Fenton处理。每组中设置厌氧不接种（ONMN）、厌氧接种（ONMY）、有氧不接种（OYMN）铁还原菌的3个子处理,30±1℃黑暗培养28天后,测得土壤菲含量并计算菲去除率（Phenanthrene removal rate,PHErr）。结果表明,在含有144.087 mg·kg-1菲的土壤中,仅生物处理PHErr为39.49%,Fenton试剂处理后PHErr显着增加（p<0.001）,Fenton-微生物联合修复后PHErr均值为96.63%。基于Fenton处理的菲污染土壤经不同pH条件下生物培养后PHErr没有显着差异。FY3中ONMN的PHErr（97.11%）显着高于ONMY和OYMN;FY7中ONMY和ONMY的PHErr（97.01%左右）均显着高于ONMN,二者分别可以去除22.06%、21.93%ONMN中难以去除的菲。提取经FNONMN、FNONMY、FY7ONMN以及FY7ONMY修复菲污染后的土壤DNA,比较修复菲污染后土壤细菌群落发现,与FN相比,FY7的土壤菌群多样性和丰度显着降低,FY7ONMY处理土壤中多样性和丰度有所恢复。Adonis分析结果表明,Fenton试剂和铁还原菌群能显着影响土壤细菌群落结构（R2=0.444,p<0.01;R2=0.154,p<0.05）。综上,Fenton试剂能够有效修复土壤菲污染,但会降低土壤细菌群落的多样性和丰度。pH7条件下接种铁还原菌群能够增加土壤菲污染厌氧修复效果,同时恢复土壤菌群丰度和多样性。（3）以高分子量典型PAHs芘为对象,探究Fenton试剂以及其与研究内容2中同一铁还原菌群联合去除土壤芘污染的效果。在芘污染土壤基础上设置与前一章菲污染修复效果研究中相同的处理,测得土壤芘含量并计算芘去除率（Pyrene removal rate,PYRrr）。结果表明,在含有133.47 mg·kg-1芘的土壤中,仅微生物培养PYRrr为27.74%,Fenton处理后PYRrr显着增加（p<0.001）,Fenton-微生物联合PYRrr可以达到99.17%。基于Fenton处理的芘污染土壤在不同pH条件下生物培养后PYRrr存在显着差异,pH3中PYRrr（99.82%）显着高于pH7（98.53%）（p<0.01）。pH3中各微生物作用差异不显着;pH7中各处理PYRrr由高至低为:接种铁还原菌群(b FY7ONMY,99.89%)>厌氧培养(b FY7ONMN,98.34%)>有氧培养(b FY7OYMN,97.35%),铁还原菌群可以去除93.6%厌氧处理难以去除的芘。提取经无Fenton厌氧培养（b FNONMN）、无Fenton接种铁还原菌群（b FNONMY）以及b FY7ONMN、b FY7ONMY修复芘污染后的土壤DNA,比较修复后芘污染土壤细菌群落发现,Fenton处理后土壤菌群的多样性和丰度显着降低,接种铁还原菌群培养,部分微生物能够恢复。Adonis分析结果表明,Fenton试剂和铁还原菌群能显着影响土壤细菌群落结构（R2=0.447,p<0.01;R2=0.140,p<0.05）。综上所述,与菲相比,Fenton试剂同样能够有效修复土壤芘污染,降低土壤细菌群落的多样性和丰度,pH7条件下接种铁还原菌群能够显着增加土壤芘污染的厌氧修复效果,恢复土壤微生物群落。
赵悦铭[10]（2021）在《PAHs污染土壤过硫酸盐微胶囊修复及环境风险研究》文中提出随着工业化、城市化水平的不断提高,能源消耗、交通运输和和工业生产等排放的多环芳烃（PAHs）的量也不断增加,导致土壤PAHs超标的现象普遍存在。以过硫酸盐(S2O82-)为主要氧化剂的化学修复技术对于处理PAHs污染工业土壤有较好的效果。但过硫酸盐反应速率较快且无选择性,容易造成药剂浪费和二次污染。因此,利用油相相分离法制备以过硫酸钾为核心的微胶囊缓释材料,以提高过硫酸盐对于有机污染土壤的修复效率。本文研究了硫酸亚铁活化过硫酸钾微胶囊修复PAHs污染土壤,主要内容分为以下4个部分:（1）过硫酸钾微胶囊的制备、表征及效果验证;（2）过硫酸钾微胶囊对PAHs污染土壤的修复效果和机理研究;（3）土壤组分对过硫酸钾微胶囊降解PAHs的影响;（4）过硫酸钾微胶囊修复PAHs污染土壤的环境风险。主要研究结论如下:（1）采用油相相分离法制备的过硫酸钾微胶囊的包裹性能及缓释性能良好,并未对过硫酸钾的活性组分产生影响。当微胶囊芯材/壁材比例为1:2（w/w）、硫酸亚铁/微胶囊比例为1:10（w/w）时,过硫酸钾微胶囊的最优配比,并以活性艳红X-3B为代表性污染物进行了验证。当反应时间为72 h时,活性艳红X-3B的降解率达96%。（2）利用制备的过硫酸钾微胶囊修复老化PAHs污染土壤并与去离子水中PAHs反应进行对比分析。结果表明:土壤介质中,反应时间达到72h时,PAHs的总降解率达到53.6%,其中低环PAHs（2～3环）的降解率达到88.1%,高环（4～6环）降解率达到48.7%。去离子水介质中,反应72h时,PAHs总降解率为95.4%,低环和高环的降解率分别为96.6%和95.1%,均高于土壤介质中PAHs的降解率。这可能是土壤中存在的还原性物质、矿物组分和有机质等降低了土壤中PAHs的整体降解率。自由基探针实验表明,过硫酸钾经Fe2+活化后产生SO4-·和·OH等自由基,这些强氧化性的基团与PAHs反应从而将其降解。过硫酸钾的缓慢释放也导致PAHs降解率的不断提高。（3）土壤中天然矿物、有机质与无机阴离子等因素对过硫酸钾微胶囊修复PAHs污染土壤的影响研究表明:土壤中存在的天然矿物可以释放出Fe2+,与过硫酸钾结合产生SO4-·,提高PAHs的降解率;体系中有机质的含量越高,消耗的·OH和SO4-·数量越多,对PAHs的抑制更加明显;当体系中Cl-存在时,Cl-能与SO4-·和·OH反应生成Cl·,氯自由基之间相互反应生成氯气Cl2和Cl-,生成的Cl2和H2O结合生成次氯酸,促进了PAHs的降解;当HCO3-、CO32-和NO3-存在时,使反应体系中的主要活性物种SO4-·发生电子转移,生成了活性较低的自由基,抑制了PAHs的降解。（4）过硫酸钾微胶囊修复PAHs污染土壤后的环境风险研究表明:经微胶囊处理后的土壤中,Cr的浓度有所下降,比未加入微胶囊时的浓度降低了8.5mg/kg;As与Pb的浓度仅有略微变化,反应前后差异不大。未经微胶囊处理的细菌数量为6×104cfu/g,经过过硫酸钾微胶囊处理后,当反应12h时,细菌数量有明显的恢复,并且数量有所上升,反应72h细菌数量达到16×104cfu/g。经微胶囊处理后的土壤植物毒性随着反应时间的不断延长逐渐减小,反应72h时,黑麦草种子的发芽率为97.5%,较未经过过硫酸钾微胶囊处理的污染土壤提高了55%。因此,过硫酸钾微胶囊修复技术对土壤环境的风险较小,具有广阔的应用前景。
二、污染土壤中PAHs处理技术研究进展（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、污染土壤中PAHs处理技术研究进展（论文提纲范文）
（1）多环芳烃污染土壤生物修复研究进展（论文提纲范文）
| 1 我国土壤多环芳烃污染现状 |
| 1.1 土壤中PAHs的来源 |
| 1.2 土壤中PAHs的分布与归趋 |
| 1.3 我国土壤多环芳烃污染水平 |
| 2 生物降解及其机制 |
| 2.1 微生物降解PAHs的机理 |
| 2.2 微生物降解PAHs |
| 2.2.1 细菌 |
| 2.2.2 真菌 |
| 2.2.3 古菌 |
| 2.2.4 微藻 |
| 2.3 植物降解PAHs |
| 3 PAHs生物修复技术 |
| 3.1 微生物修复技术 |
| 3.1.1 原位处理 |
| 3.1.2 异位处理 |
| 3.2 植物修复技术 |
| 3.3 微生物-植物联合修复技术 |
| 3.3.1 微生物-植物联合修复技术 |
| 3.3.2 内生菌定殖 |
| 3.3.3 转基因植物 |
| 4 总结与展望 |
（2）土壤多环芳烃污染修复技术研究进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 PAHs来源及危害 |
| 2 PAHs污染土壤的修复技术 |
| 2.1 生物修复 |
| 2.1.1 微生物修复 |
| 2.1.2 植物修复 |
| 2.1.3 植物-微生物联合修复 |
| 2.2 物理修复 |
| 2.2.1 热脱附技术 |
| 2.2.2 萃取修复 |
| 2.3 化学修复 |
| 2.3.1 Fenton氧化 |
| 2.3.2 臭氧氧化 |
| 2.3.3 光催化氧化 |
| 2.3.4 电化学修复 |
| 3 各种处理方法的比较 |
| 4 结论 |
（3）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（4）冻融作用对典型土壤中多环芳烃迁移及生物有效性的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 土壤中PAHs污染现状 |
| 1.2.2 PAHs在土壤中的迁移 |
| 1.2.3 PAHs在土壤中的吸附 |
| 1.2.4 冻融作用对土壤理化性质的影响 |
| 1.2.5 冻融作用对污染物的影响 |
| 1.2.5.1 冻融作用对重金属的影响 |
| 1.2.5.2 冻融作用对有机污染物的影响 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 拟解决的关键科学问题 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 冻融作用对土壤理化性质的影响 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 试验所用土壤及药品 |
| 2.1.2 实验方案 |
| 2.1.3 分析方法 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 试验所用土壤及药品 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 冻融作用对土壤含水率的影响 |
| 2.3.2 冻融作用对土壤粒度的影响 |
| 2.3.3 冻融作用对土壤水溶性有机质(DOM)的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 冻融作用对PAHs迁移的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 痕量PAHs GC-MS分析方法的建立 |
| 3.2.1 土壤中PAHs的测定方法优化 |
| 3.2.2 质量控制 |
| 3.3 PAHs类型及土壤类型的影响 |
| 3.4 冻结温度和含水量的影响 |
| 3.5 冻融作用下PAHs的迁移机制 |
| 3.6 环境意义 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 冻融作用对PAHs生物有效性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 冻融条件下PAHs生物有效性的变化 |
| 4.2.1.1 PAHs类型及土壤类型的影响 |
| 4.2.1.2 冻融条件下土壤含水率对生物有效性的影响 |
| 4.2.1.3 冻融条件下冻结温度对生物有效性的影响 |
| 4.2.2 冻融作用对土壤理化性质的影响 |
| 4.2.2.1 冻融作用对土壤粒度的影响 |
| 4.2.2.2 冻融作用对土壤腐殖质的影响 |
| 4.2.2.3 冻融作用对土壤水溶性有机质(DOM)的影响 |
| 4.2.3 土壤比表面积的变化特征 |
| 4.2.3.1 冻融循环频次对土壤比表面积的影响 |
| 4.2.3.2 不同冻融条件对土壤比表面积的影响 |
| 4.2.3.3 不同冻融条件土壤孔体积的影响 |
| 4.2.3.4 不同冻融条件对土壤孔径的影响 |
| 4.3 冻融作用下PAHs的生物有效性的影响机制 |
| 4.5 环境意义 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 存在的问题 |
| 参考文献 |
| 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 |
（5）一株生物表面活性剂产生菌MSP117及其对CFP312降解菲的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 多环芳烃的增溶生物降解 |
| 1.2.1 化学表面活性剂 |
| 1.2.2 生物表面活性剂 |
| 1.3 生物表面活性剂在生物降解中的应用 |
| 1.3.1 生物表面活性剂的种类 |
| 1.3.2 生物表面活性剂在生物降解中的应用 |
| 1.4 重金属和稀土离子胁迫下污染物的生物降解 |
| 1.4.1 重金属对污染物生物降解的影响 |
| 1.4.2 稀土离子对生物的影响 |
| 1.5 研究内容及技术路线图 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 产表面活性剂菌株的筛选与鉴定 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 主要仪器和试剂 |
| 2.1.2 样品 |
| 2.1.3 微生物培养基 |
| 2.1.4 产表面活性剂菌株的筛选 |
| 2.1.5 稀土吸附性能测定 |
| 2.1.6 生理生化性能测定 |
| 2.1.7 菌株的同源性分析 |
| 2.1.8 菌株的保藏 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 产表面活性剂菌株的筛选 |
| 2.2.2 菌株吸附稀土性能的测定 |
| 2.2.3 菌株的形态观察 |
| 2.2.4 生理生化 |
| 2.2.5 菌株的16S r DNA序列 |
| 2.2.6 菌株的保藏 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 生物表面活性剂的性质分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要试剂和仪器 |
| 3.1.2 微生物培养基 |
| 3.1.3 菌株发酵生长曲线 |
| 3.1.4 不同时间段发酵液的性质的测定 |
| 3.1.5 表面活性剂的提纯和鉴定 |
| 3.1.6 发酵液对菲的增溶 |
| 3.2 结果和分析 |
| 3.2.1 菌株发酵曲线 |
| 3.2.2 发酵过程中发酵液性质的变化 |
| 3.2.3 表面活性剂的离子型鉴定 |
| 3.2.4 表面活性剂类别的鉴定 |
| 3.2.5 临界胶束浓度(CMC)的测定 |
| 3.2.6 发酵液对菲的增溶 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 MSP117 对稀土离子吸附的研究 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 主要试剂和仪器 |
| 4.1.2 吸附剂的制备 |
| 4.1.3 吸附过程与吸附干燥系数 |
| 4.1.4 吸附实验公式 |
| 4.1.5 吸附等温式 |
| 4.1.6 不同条件下菌株的吸附过程 |
| 4.2 结果和分析 |
| 4.2.1 菌体干燥系数的测定 |
| 4.2.2 菌株对稀土的吸附 |
| 4.2.3 pH对稀土吸附的影响 |
| 4.2.4 温度对稀土吸附的影响 |
| 4.2.5 离子浓度对稀土吸附的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 稀土对菲生物降解的影响 |
| 5.1 材料和方法 |
| 5.1.1 主要仪器和试剂 |
| 5.1.2 速效碳源对菌株生长和降解的影响 |
| 5.1.3 稀土对菲降解菌株CFP312 生长的影响 |
| 5.1.4 稀土对菌株利用速效碳源生长的影响 |
| 5.1.5 速效碳源对缓解稀土胁迫的影响 |
| 5.1.6 菌株MSP117 的添加对稀土胁迫的影响 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 稀土对菲降解菌株CFP312 生长的影响 |
| 5.2.2 稀土对菌株CFP312 利用速效碳源生长的影响 |
| 5.2.3 速效碳源对菌株CFP312 生长和PAHs降解的影响 |
| 5.2.4 在葡萄糖与菲同时存在下菌株CFP312 的生长曲线 |
| 5.2.5 速效碳源的添加对稀土胁迫的影响 |
| 5.2.6 菌株MSP117 的添加对稀土胁迫的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究的不足之处 |
| 6.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的研究成果 |
（6）秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 我国农田土壤PAHs污染现状 |
| 1.2.2 土壤中PAHs的形态和生物有效性 |
| 1.2.3 土壤中PAHs的行为 |
| 1.2.4 影响土壤PAHs降解的因素 |
| 1.2.5 污染区秸秆还田对农产品安全的影响 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 玉米秸秆和根茬还田对污染土壤中PAHs降解的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 仪器试剂 |
| 2.2.3 土培试验 |
| 2.2.4 测定方法 |
| 2.2.5 质量控制 |
| 2.2.6 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 添加玉米秸秆和根茬对 PAHs 污染土壤中二氧化碳排放的影响 |
| 2.3.2 添加玉米秸秆和根茬对PAHs污染土壤可溶性有机碳和微生物量碳的影响 |
| 2.3.3 添加玉米秸秆和根茬对污染土壤PAHs降解的影响 |
| 2.3.4 添加玉米秸秆和根茬对水溶态PAHs的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 秸秆和葡萄糖添加对污染土壤中PAHs降解及生物有效性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 仪器试剂 |
| 3.2.3 土培试验 |
| 3.2.4 试验方法 |
| 3.2.5 质量控制 |
| 3.2.6 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤二氧化碳排放的影响 |
| 3.3.2 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤可溶性有机碳和微生物量碳的影响 |
| 3.3.3 添加秸秆和葡萄糖对污染土壤PAHs降解的影响 |
| 3.3.4 添加秸秆和葡萄糖对污染土壤 PAHs 形态及生物有效性的影响 |
| 3.3.5 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤中细菌群落变化的影响 |
| 3.3.6 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤PAHs-RHDα基因的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 添加玉米秸秆对污染土壤中冬小麦吸收、积累PAHs的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 仪器试剂 |
| 4.2.3 盆栽试验 |
| 4.2.4 试验方法 |
| 4.2.5 质量控制 |
| 4.2.6 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 添加玉米秸秆对污染土壤中冬小麦生长的影响 |
| 4.3.2 添加玉米秸秆对污染土壤中PAHs降解的影响 |
| 4.3.3 添加秸秆对冬小麦PAHs吸收的影响 |
| 4.3.4 小麦各部位PAHs的分布特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）青藏高原东缘土壤中典型持久性有机污染物的来源与迁移转化机制（论文提纲范文）
| 作者简介 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 持久性有机污染物的种类、理化性质与毒性 |
| 1.2.2 环境中持久性有机污染物的分布与来源 |
| 1.2.3 环境中持久性有机污染物的迁移转化机制 |
| 1.2.4 青藏高原环境中的持久性有机污染物研究 |
| 1.2.5 发展趋势及存在问题 |
| 1.3 研究内容与创新点 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 创新点与特色 |
| 第二章 研究方法 |
| 2.1 研究区自然地理条件 |
| 2.1.1 地理位置与地貌单元划分 |
| 2.1.2 区域气候、土壤与植被类型划分 |
| 2.1.3 不同地貌/气候单元的气象条件 |
| 2.2 样品采集、样品制备与原位试验 |
| 2.2.1 污染物源解析研究:剖面土壤样品采集 |
| 2.2.2 污染物迁移转化机制研究:加标土壤制备与原位试验 |
| 2.3 有机氯农药和多环芳烃的提取与测试 |
| 2.3.1 样品预处理 |
| 2.3.2 仪器条件与目标污染物测试 |
| 2.3.3 质量控制与质量保证 |
| 2.4 土壤理化性质测试 |
| 2.5 多介质逸度模型 |
| 2.5.1 逸度模型基本框架 |
| 2.5.2 长距离迁移潜力评估模型 |
| 2.5.3 表层土壤模型 |
| 2.6 数据处理 |
| 2.6.1 耗散动力学方程与非线性拟合 |
| 2.6.2 转化产物生成速率与动力学方程求解 |
| 2.6.3 统计分析 |
| 第三章 青藏高原东缘土壤中有机氯农药和多环芳烃的分布与来源 |
| 3.1 四川盆地—黄河源区剖面土壤中有机氯农药的浓度与空间分布 |
| 3.1.1 六六六类与滴滴涕类化合物的残留特征 |
| 3.1.2 六氯苯与五氯苯的残留特征 |
| 3.2 四川盆地—黄河源区剖面土壤中多环芳烃的浓度与空间分布 |
| 3.2.1 总多环芳烃及其衍生物的残留特征 |
| 3.2.2 不同环数多环芳烃的分布差异 |
| 3.3 有机氯农药与多环芳烃的来源解析 |
| 3.3.1 污染物空间分布的影响因素 |
| 3.3.2 污染物长距离迁移潜力评估 |
| 3.3.3 基于特征化合物比值的来源判别 |
| 3.3.4 基于主成分分析-多元线性回归的来源判别 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 青藏高原东缘海拔梯度上土壤中有机氯农药的迁移转化机制 |
| 4.1 土壤中有机氯农药的原位耗散特征 |
| 4.1.1 土壤中有机氯农药浓度的时间变化趋势 |
| 4.1.2 丙体六六六与滴滴涕的耗散半衰期 |
| 4.1.3 环境条件差异对有机氯农药耗散的影响 |
| 4.2 土壤中有机氯农药的转化特征 |
| 4.2.1 丙体六六六与滴滴涕转化产物的生成 |
| 4.2.2 环境条件差异对有机氯农药转化的影响 |
| 4.2.3 丙体六六六与滴滴涕的转化途径与转化速率 |
| 4.3 土壤中有机氯农药耗散和转化对气候变化的响应 |
| 4.4 对经验比值法判定有机氯农药来源的启示 |
| 4.5 不同地貌/气候单元中有机氯农药的迁移转化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 青藏高原东缘海拔梯度上土壤中多环芳烃的迁移转化机制 |
| 5.1 土壤中多环芳烃的原位耗散特征 |
| 5.1.1 土壤中总可提取态多环芳烃浓度的时间变化趋势 |
| 5.1.2 菲、芘、苯并[a]芘与苯并[ghi]苝的耗散半衰期 |
| 5.2 多环芳烃不可提取态残留的生成:基于表层土壤模型的定量评估 |
| 5.2.1 不可提取态残留生成速率的推导 |
| 5.2.2 不可提取态残留生成对多环芳烃迁移转化的贡献度 |
| 5.2.3 模型不确定度分析 |
| 5.3 土壤中多环芳烃迁移转化的影响因素 |
| 5.3.1 污染物理化性质差异的影响 |
| 5.3.2 环境条件差异的影响 |
| 5.4 对经典污染物环境归趋模型的启示 |
| 5.5 不同地貌/气候单元中多环芳烃的迁移转化 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 研究结论和展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 后续研究建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（8）叶面吸收对冬小麦体内多环芳烃转运积累的影响及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 国内外研究现状 |
| 1.1.1 我国农田系统PAHs污染现状 |
| 1.1.2 植物对PAHs的吸收 |
| 1.1.3 植物体内PAHs的分布特征 |
| 1.1.4 植物叶面吸收PAHs的影响因素 |
| 1.1.5 冬小麦PAHs的污染现状 |
| 1.2 研究背景及意义 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 第二章 全生育期冬小麦体内PAHs动态分布与积累特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 土壤和植物样品采集 |
| 2.2.2 仪器试剂 |
| 2.2.3 PAHs测定 |
| 2.2.4 质量控制 |
| 2.2.5 数据计算与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 冬小麦根际土壤PAHs浓度的时空变化 |
| 2.3.2 全生育期冬小麦体内PAHs动态分布 |
| 2.3.3 PAHs在冬小麦体内的生物富集系数和转移因子 |
| 2.3.4 冬小麦籽粒中PAHs可能来源分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 叶面性质对冬小麦叶片不同组织中PAHs积累和分配的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 冬小麦幼苗培养 |
| 3.2.2 室内模拟试验 |
| 3.2.3 叶蜡含量和比叶面积的测定 |
| 3.2.4 仪器与试剂 |
| 3.2.5 PAHs测定 |
| 3.2.6 质量控制 |
| 3.2.7 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 叶面暴露PAHs对冬小麦生长、蜡质含量和比叶面积(SLA)的影响 |
| 3.3.2 冬小麦叶蜡和叶肉中PAHs浓度 |
| 3.3.3 角质层蜡质和叶肉中PAHs的组成特征 |
| 3.3.4 比叶面积和表皮蜡质含量对冬小麦叶吸收Σ_5PAHs的影响 |
| 3.3.5 主成分分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 冬小麦叶角质层组分对菲和芘的吸附作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 冬小麦幼苗的培养 |
| 4.2.2 冬小麦叶角质层分离与提取 |
| 4.2.3 冬小麦叶面角质层组分的表征 |
| 4.2.4 冬小麦角质层组分的吸附试验 |
| 4.2.5 仪器与试剂 |
| 4.2.6 PAHs测定 |
| 4.2.7 质量控制 |
| 4.2.8 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 冬小麦叶角质层不同组分表面结构特征 |
| 4.3.2 冬小麦叶角质层化学和元素组成特征 |
| 4.3.3 冬小麦叶角质层对PHE和 PYR的吸附 |
| 4.3.4 冬小麦叶角质层分离组分对菲和芘的吸附 |
| 4.3.5 冬小麦叶角质层组分性质对PAHs吸附的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 不同生育期叶面暴露PAHs对冬小麦吸收和积累PAHs的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 冬小麦预培养 |
| 5.2.2 冬小麦叶面暴露PAHs |
| 5.2.3 冬小麦旗叶面积的测定 |
| 5.2.4 仪器与试剂 |
| 5.2.5 植物样品中NAP、PHE和 Bb F分析 |
| 5.2.6 质量控制 |
| 5.2.7 数据计算与分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同生育期冬小麦旗叶面积 |
| 5.3.2 不同生育期叶面暴露PAHs对冬小麦生长的影响 |
| 5.3.3 不同生育期叶面暴露PAHs对冬小麦吸收PAHs的影响 |
| 5.3.4 不同生育期叶面暴露PAHs对冬小麦体内PAHs分布的影响 |
| 5.3.5 不同生育期叶面暴露PAHs对在冬小麦体内PAHs转移的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 研究结论、创新点、不足与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究特色和创新点 |
| 6.3 不足和展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）土壤铁还原菌群的富集及其联合Fenton试剂去除PAHs的效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 多环芳烃概述 |
| 1.1.1 多环芳烃的性质 |
| 1.1.2 PAHs的源与主要的汇 |
| 1.2 土壤PAHs污染的Fenton氧化修复 |
| 1.2.1 Fenton试剂的发现及原理 |
| 1.2.2 Fenton试剂在环境有机污染物去除中的应用及特点 |
| 1.3 PAHs的微生物厌氧降解 |
| 1.3.1 厌氧PAHs降解概述 |
| 1.3.2 硫酸盐还原、反硝化及产甲烷体系下PAHs的降解 |
| 1.3.3 铁还原体系下PAHs的厌氧降解 |
| 1.4 化学氧化联合生物法修复土壤有机物污染 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 研究目的及意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 典型气田土壤铁还原活性与微生物群落关系 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 土壤样品的采集 |
| 3.1.2 土壤理化性质与铁还原活性(Iron Reducing Potential,IRP)测定 |
| 3.1.3 铁还原菌的富集 |
| 3.1.4 富集菌群DNA的提取和Illumina Mi Seq测序 |
| 3.1.5 数据处理 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 土壤基本理化性质及铁还原活性 |
| 3.2.2 富集铁还原菌群的多样性及门、属水平组成 |
| 3.2.3 各富集样品铁还原菌群的OTU组成及差异 |
| 3.2.4 影响土壤富集菌群群落结构及铁还原活性的因子 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 Fenton试剂联合铁还原菌群去除土壤菲的效果研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试土壤样品与试剂 |
| 4.1.2 实验设计与流程 |
| 4.1.3 菲去除率(Phenanthrene removal rate,PHErr)及Fe(Ⅱ)增长量的测定 |
| 4.1.4 土壤DNA的提取和Illumina Mi Seq测序 |
| 4.1.5 数据处理 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 Fenton试剂及与铁还原菌群联合处理的PHErr |
| 4.2.2 修复后土壤中Fe(Ⅱ)增长量 |
| 4.2.3 修复后土壤细菌群落多样性及门、属水平组成 |
| 4.2.4 修复后土壤细菌群落结构的差异 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 Fenton试剂联合铁还原菌群去除土壤芘的效果研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试土壤样品与试剂 |
| 5.1.2 实验设计与流程 |
| 5.1.3 芘去除率(Pyrene removal rate,PYRrr)及Fe(Ⅱ)增长量的测定 |
| 5.1.4 土壤DNA的提取和Illumina Mi Seq测序 |
| 5.1.5 数据处理 |
| 5.2 结果分析 |
| 5.2.1 Fenton试剂及与铁还原菌群联合处理的PYRrr |
| 5.2.2 修复后土壤中Fe(Ⅱ)增长量 |
| 5.2.3 修复后土壤细菌群落多样性及门、属水平组成 |
| 5.2.4 修复后土壤细菌群落结构的差异 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究不足和展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的文章及参与的课题 |
（10）PAHs污染土壤过硫酸盐微胶囊修复及环境风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 PAHs概述 |
| 1.1.1 PAHs定义 |
| 1.1.2 PAHs来源及危害 |
| 1.1.3 我国土壤PAHs污染现状 |
| 1.2 PAHs污染土壤的修复技术 |
| 1.2.1 生物修复 |
| 1.2.2 物理修复 |
| 1.2.3 化学修复 |
| 1.3 微胶囊概述 |
| 1.3.1 微胶囊定义 |
| 1.3.2 微胶囊结构与功能 |
| 1.3.3 微胶囊制备方法 |
| 1.3.4 微胶囊触发方式 |
| 1.3.5 微胶囊的研究进展 |
| 1.4 研究意义和内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 过硫酸钾微胶囊的制备和表征 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 过硫酸钾微胶囊的制备 |
| 2.1.2 过硫酸钾微胶囊包覆率的测定 |
| 2.1.3 过硫酸钾微胶囊缓释性能的测定 |
| 2.1.4 特征污染物降解效果实验 |
| 2.1.5 微胶囊样品的测试与表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 微胶囊的包覆率和缓释效果 |
| 2.2.2 芯/壁比对活性艳红X-3B降解效果的影响 |
| 2.2.3 活化剂和修复时长对微胶囊降解效果的影响 |
| 2.2.4 微胶囊X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.2.5 微胶囊红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.2.6 微胶囊扫描电镜(SEM)分析 |
| 2.2.7 微胶囊能谱(EDS)分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 过硫酸钾微胶囊对PAHs污染土壤的修复效果 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 污染水样的制备 |
| 3.1.3 去离子水/土壤介质中PAHs降解实验 |
| 3.1.4 自由基探针实验 |
| 3.2 实验测定 |
| 3.2.1 多环芳烃的提取和测定 |
| 3.2.2 液相色谱条件 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 去离子水介质中PAHs的降解效果 |
| 3.3.2 土壤介质中PAHs的降解效果 |
| 3.3.3 土壤/去离子水介质中PAHs的降解效果对比 |
| 3.3.4 自由基机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 土壤组分对过硫酸钾微囊降解PAHs的影响研究 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 天然矿物影响实验 |
| 4.1.2 有机质影响实验 |
| 4.1.3 无机阴离子影响实验 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 天然矿物组分对过硫酸钾微胶囊降解PAHs的影响 |
| 4.2.2 有机质对过硫酸钾微胶囊降解PAHs的影响 |
| 4.2.3 无机阴离子对过硫酸钾微胶囊降解PAHs的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 PAHs污染土壤过硫酸钾微胶囊修复后的环境风险 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.1.1 土壤中重金属的测定 |
| 5.1.2 土壤中微生物含量的测定 |
| 5.1.3 土壤种子发芽率的测定 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 土壤中重金属含量的变化 |
| 5.2.2 土壤中微生物数量的变化 |
| 5.2.3 土壤植物毒性的变化 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
四、污染土壤中PAHs处理技术研究进展（论文参考文献）
- [1]多环芳烃污染土壤生物修复研究进展[J]. 郑美林,赵颖豪,苗莉莉,高喜燕,刘志培. 生物工程学报, 2021(10)
- [2]土壤多环芳烃污染修复技术研究进展[J]. 滕青,王春,林炫洁,谢梅冰,程璐思. 中国农学通报, 2021
- [3]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [4]冻融作用对典型土壤中多环芳烃迁移及生物有效性的影响机制研究[D]. 徐光辉. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2021(02)
- [5]一株生物表面活性剂产生菌MSP117及其对CFP312降解菲的影响[D]. 肖锟. 江西理工大学, 2021
- [6]秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响[D]. 张贺. 西北农林科技大学, 2021
- [7]青藏高原东缘土壤中典型持久性有机污染物的来源与迁移转化机制[D]. 丁洋. 中国地质大学, 2021
- [8]叶面吸收对冬小麦体内多环芳烃转运积累的影响及机制[D]. 王晋峰. 西北农林科技大学, 2021
- [9]土壤铁还原菌群的富集及其联合Fenton试剂去除PAHs的效果研究[D]. 孙博雅. 西南大学, 2021(01)
- [10]PAHs污染土壤过硫酸盐微胶囊修复及环境风险研究[D]. 赵悦铭. 沈阳大学, 2021(06)