一、极地雪冰中表征大气浊度的微粒和各类污染物（论文文献综述）
汪雨薇[1]（2017）在《硝基多环芳烃在雪中的光解反应动力学》文中提出雪是极地地区和高海拔地区生态系统的重要组成部分,降雪过程中,大气污染物可通过干湿沉降等方式进入雪中,也可以被沉降后的积雪吸附,使得雪成为大气污染物的重要储存库。从20世纪末期开始,研究人员陆续在极地和高海拔地区检测出多种持久性有机污染物（Persistent organic pollutants,POPs）。POPs具有持久性、半挥发性及高毒性等特性,可长距离的迁移,对人类健康与环境安全造成持久性危害。据了解,雪中的POPs可通过挥发作用进入大气,也可以通过光化学作用进行转化,且光化学作用可能将POPs转化成持久性更强、毒性更大的产物。硝基多环芳烃（Nitro polycyclic aromatic hydrocarbons,NPAHs）是一类具有直接致突变和致癌活性的污染物,其致突变性和致癌性远远高于其母体多环芳烃,对环境及人体健康造成了极大威胁,近年来受到研究人员的广泛关注。据了解,含有四个苯环的NPAHs的致突变性最高,而含有两个硝基的NPAHs比单硝基的NPAHs活性要高,汽车尾气中含量最高的NPAHs是1-硝基芘（1-nitropyrene,1-NP）,而1,8-二硝基芘（1,8-dinitropyrene,1,8-DNP）是目前报道过的致突变性最高的化合物。在温度较低的冰雪环境中,常规的化学反应较弱,光化学作用是NPAHs在环境中迁移转化的重要途径。研究者们对大气、固体表面和有机溶剂中NPAHs光化学的研究较多,而对水和雪中NPAHs光化学的研究很少。因此,本论文建立了NPAHs的定量分析方法,并通过室内模拟实验,对比研究了紫外光作用下1-NP和1,8-DNP在水和雪中的光转化规律,建立了1-NP和1,8-dnp在水和雪中的直接光解动力学,并考察了光敏剂（h2o2、no2-、no3-）、bc、fenton、ph值及助溶剂等对npahs光解的影响。得到的结论如下:一、基于lc-ms/ms的水中痕量npahs的分析方法通过对质谱和色谱条件的优化,采用带有大气压化学电离源（atmosphericpressurechemicalionization,apci）的高效液相色谱-串联质谱（lc-ms/ms）测定水中痕量npahs的含量。结果表明,1-np和1,8-dnp的线性范围分别为0.7212μg/l和0.4848μg/l,相关系数r2分别为0.9990和0.9992,回收率分别为97.67%104.44%和93.33103.13%,方法检出限（s/n=3）分别为0.21μg/l和0.15μg/l,定量限（s/n=10）分别为0.72μg/l和0.26μg/l。方法具有不需要前处理、操作简便、且灵敏度高等优点,优于其他液相、气相色谱等检测方法。二、紫外光作用下npahs在水中的光解（1）紫外光照射下,1-np和1,8-dnp在水中均可发生光转化反应,并且符合一级动力学方程。（2）随npahs初始浓度的增加,其光解速率变慢;（3）在体系中加入光敏剂（h2o2、no2-和no3-）均促进了水中npahs的光解,且光解速率随光敏剂浓度的增加而变快;（4）fenton对水中npahs光解的影响为先抑制、后促进,且fe2+和h2o2的最佳浓度比为1:3;（5）bc主要通过吸附作用使1,8-dnp从水中去除,光解的贡献几乎可以忽略;（6）酸性条件和碱性条件均促进了水中npahs的光转化,且酸性条件下促进效果更好;（7）助溶剂甲醇促进了水中npahs的光解,且甲醇浓度越高,npahs的光解越快。三、紫外光作用下npahs在雪中的光解（1）紫外光照射下,1-np和1,8-dnp在雪中可发生光转化反应,并且均符合一级动力学方程。（2）随1,8-DNP初始浓度的增加,雪中1,8-DNP光解速率变快;（3）低浓度H2O2（50μmol/L）对雪中1,8-DNP光解无影响,高浓度H2O2（200μmol/L）促进了雪中1-NP的光解;（4）NO2-和NO3-均促进了雪中NPAHs的光解;（5）Fenton对雪中1-NP和1,8-DNP光解的影响不显着;（6）BC主要通过吸附作用使1,8-DNP从雪中去除,光解的贡献几乎可以忽略;（7）BC与光敏剂（H2O2、NO3-和NO2-）共同作用的情况下均会促进雪中1,8-DNP的光解,其中BC+NO2-对雪中1,8-DNP光解的促进更明显;（8）酸性、碱性条件均促进了雪中1-NP的光解,而酸性条件促进了雪中1,8-DNP的光解,碱性条件抑制了雪中1,8-DNP的光解。
李思敏[2]（2016）在《污水厂二级出水深度处理O3+MBSF工艺及微生物群落结构特性研究》文中研究说明随着我国城镇污水处理率的不断提高,污水资源化已受到当今社会越来越多的关注。近年来,由于社会进步、工农业发展以及城镇居民生活水平的提高所带来的水污染问题日益严重。重金属、农药类、Ph ACs等痕量污染物质不仅在城镇污水处理系统的进水中发现,也在其出水中发现,一方面影响了污水的再生利用,同时危及了水环境生态安全性。本文分析了分别采用―三沟式氧化沟‖、―厌氧选择池+改良型Carrousel氧化沟‖和―曝气生物滤池‖二级处理工艺的A、B、C三座城市污水处理厂二级出水水质特征,评价了出水中Ph ACs的生态风险,最终确定了目标污水处理厂及深度处理工艺。以A污水处理厂作为目标污水厂进行试验研究,对石英砂滤料分别进行亲水、疏水及铁离子三种不同方式改性,确定了臭氧（O3）最佳投加量及反应时间,研究了―O3+MBSF‖组合工艺对污水厂二级出水中常规及痕量污染物的去除效能和去除机理,并研究了生物砂滤池生物膜微生物菌落特征。在臭氧预氧化时间为15min、投加量为3mg/L时,臭氧对二级出水中色度、UV254和COD的去除率分别为47.96%、20.30%和12.81%,二级出水的BOD5/COD值提高至0.4以上。改性试验石英砂滤料的电镜扫描结果显示:经亲水改性后石英砂滤料表面呈现出网状立体结构,比表面积增大;经疏水改性和铁离子改性后,滤料表面由于形成了一定团状堆积物而变得较为粗糙,孔隙率增大。当水力负荷为4.5m3/（m2·h）时,生物砂滤池系统中生物膜厚度均在47102μm范围内,属超薄好氧生物膜,对氨氮、有机物等有较高的去除效果。在臭氧与普通、亲水改性、疏水改性和铁离子改性四种生物砂滤池组合工艺中,亲水及铁离子改性生物砂滤池对NH3-N的去除效果最好,平均去除率分别为88.24%和83.98%,普通及疏水改性生物砂滤池分别为73.06%和69.38%,上述四种组合工艺对UV254的平均去除率分别为23.02%、27.38%、29.39%和26.46%,对COD的平均去除率分别为23.21%、34.27%、21.11%和31.45%,四种组合工艺出水色度均在12度以下,出水浊度均在2.0NTU以下。目标污水A厂二级出水中痕量污染物分析结果表明:Hg、Cd、Pb和Ni四种重金属平均浓度分别为5.572μg/L、0.707μg/L、4.017μg/L和10.312μg/L,―O3+MBSF‖组合工艺对重金属的去除主要依靠生物絮凝和生物吸附,石英砂改性方式对去除效果影响较小,四种组合工艺对Hg、Cd、Pb和Ni去除率分别为79%82%、81%86%、79%83%和81%83%;DBP、BBP、DEHP和DNOP等四种邻苯二甲酸脂类物质的平均浓度分别为0.976μg/L、1.039μg/L、0.735μg/L和7.103μg/L,臭氧与亲水改性生物砂滤池组合工艺对其表现出较高去除效果,对DBP、BBP、DEHP和DNOP的去除率分别为72.19%、68.14%、52.62%和69.30%;γ-HCH平均浓度为0.112μg/L,不同方式改性对γ-HCH平均去除率影响较小,普通、亲水、疏水和铁离子改性生物砂滤池组合工艺平均去除率分别为51.78%、59.89%、58.44%和62.29%;环丙沙星、脱水红霉素和四环素平均浓度为47.88ng/L、525.17ng/L和149.51ng/L,疏水改性生物砂滤池组合工艺对环丙沙星、四环素去除效果不稳定,对红霉素的平均去除率为23.62%;臭氧与普通、亲水改性、铁离子改性生物砂滤池三种组合工艺对四环素去除效果相差不大,平均去除率分别为46.56%、46.59%和46.61%;普通生物砂滤池组合工艺对环丙沙星去除效果不稳定,对脱水红霉素去除率为52.15%;亲水改性生物砂滤池组合工艺对环丙沙星平均去除率为90.44%,对脱水红霉素平均去除率为34.41%;铁离子改性生物砂滤池组合工艺对环丙沙星平均去除率为92.24%,对脱水红霉素平均去除率为34.09%。对比亲水、疏水、铁离子改性生物砂滤料和普通生物砂滤料样品覆膜在微生物菌落特征方面的差异发现,改性后滤料表面出现了亲水性变、疏水性变或表层铁离子性变,同时粗糙度增加。通过多样性指数分析可知,在同等基质和环境条件下,铁离子改性生物砂滤料样品中细菌多样性最高,通过Mi Seq高通量对四组生物样品进行检测,共检测到27个菌门,其中,变形菌门（Proteobacteria）为优势菌门。从属的层面进行分析,本研究中发现了可能具备水解功能或抗药性的四种菌属,即溶杆菌、肠球菌、陶厄氏菌属、新鞘氨醇杆菌属;在普通生物砂滤料样品中溶杆菌及陶厄氏菌属具有较高丰度,在亲水改性生物砂滤料样品中硝化螺菌属及新鞘氨醇杆菌属具有较高丰度,在疏水改性生物砂滤料样品中反硝化菌属具有较高丰度,在铁离子改性生物砂滤料样品中亚硝化单胞菌属、除磷菌和肠球菌属具有较高丰度。从功能角度进行划分,亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）在AOB功能菌中占优势;硝化螺菌属（Nitrospira）在NOB功能菌中占优势;系统中的反硝化优势功能菌为优索氏菌属（Thauera）、红杆菌属（Rhodobacter）、黄杆菌属（Flavobacterium）和丛毛单胞菌科（Comamonadaceae unclassified）等;除磷功能菌中优势菌属为肠球菌属（Enterococcus）。
韩珍[3]（2014）在《α-HCH的多介质归趋行为及风险评价研究 ——以黄河头道拐冰封期为例》文中研究表明持久性有机污染物（POPs）对生态系统及人类健康的危害已引起广泛关注,黄河内蒙段同样受到POPs的严重污染,又由于其长冰封期、高含沙量等特殊的环境状况,使得对冰封期该段中POPs的研究变得尤为重要。头道拐水文站具有长系列水文资料,可以作为典型断面来研究POPs的污染现状,为未来研究黄河内蒙段作数据支持。本文以头道拐为研究区域,冰封期为研究时段,α-HCH为目标污染物,通过多介质逸度模型建立原理,以空气、冰、水、悬浮物、底泥五相为主相建立了黄河头道拐冰封期α-HCH的Ⅲ级多介质环境逸度模型,模拟了黄河头道拐α-HCH在环境各介质中的迁移归趋行为；同时以黄河头道拐冰封期水中α-HCH为研究对象,从饮水、食鱼和皮肤接触三个途径分别对流凌前期、流凌中期、流凌后期、冰盖前期、冰盖中期、冰盖后期、融冰期做健康风险评价。结论如下：大气中的α-HCH浓度最小,底泥中的α-HCH浓度最大。α-HCH从气相到冰相的迁移通量最大,其次是水相到冰相;α-HCH在底泥中的降解量最小,底泥是α-HCH的主要储存库；α-HCH在冰相中的降解量最大,α-HCH随冰相光降解是从黄河头道拐中消失的主要途径。黄河头道拐冰封期水中α-HCH的总致癌风险为2.75×10-5,占总风险指数值的1%,总非致癌风险为2.96×10-3,占总风险指数值的99%,是总风险的主要承担者。食鱼途径的风险值在三个途径中最大,是主要的风险途径,分别占总致癌风险、总非致癌风险的84%、97%。冰封期水中α-HCH的总风险指数值在流凌后期最大,冰盖前期最小。黄河头道拐冰封期水中α-HCH的致癌风险和非致癌风险都在USEPA推荐的范围之内,对人体健康的风险极小。
叶招莲,何锦丛,侯惠奇[4]（2008）在《污染物在冰晶中的光化学研究进展》文中研究说明从冰晶的性质、冰晶中的光化学反应和光化学反应机理、对环境的影响以及研究过程中遇到的困难,对污染物在冰晶中的光化学进行了探讨,为开展这方面的工作提供信息.
郑先昌[5]（2007）在《人类活动对南极土壤生态系统的影响研究》文中进行了进一步梳理南极土壤生态系统具有其独有的特性,蕴藏着许多具有全球性意义的重要信息,是一种宝贵的科研资源,但由于其结构简单、极端脆弱,易遭受永久性破坏.文章研究了南极土壤生态系统的特点,从人类输入物、人类工程活动和科考队员的野外考察等方面分析了人类在南极地区的活动对当地土壤生态系统的影响.
韦丽佳,李院生,谭德军,周丽娅,闫明,胡凯,温家洪,孙波,刘雷保[6]（2003）在《极地雪冰中表征大气浊度的微粒和各类污染物》文中研究说明全球气候变化和环境问题是当代人们共同关注的热点。两极地区在地理上具有特殊性 ,其大气和冰芯的微粒记录包含了火山 ,沙尘暴以及人类活动等特殊事件的信息。本文在总结前人研究的基础上 ,重点讨论了硫化物、碳黑、氮氧化物及硝酸盐、有机污染物以及重金属等大气中与人类活动密切相关的微粒物质
二、极地雪冰中表征大气浊度的微粒和各类污染物（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、极地雪冰中表征大气浊度的微粒和各类污染物（论文提纲范文）
（1）硝基多环芳烃在雪中的光解反应动力学（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 雪中的污染物 |
| 1.1.1 雪中的有机污染物 |
| 1.1.2 雪中的黑碳 |
| 1.2 雪中光化学作用研究进展 |
| 1.2.1 雪中光敏物质的光化学研究进展 |
| 1.2.2 雪中有机污染物光化学作用的研究进展 |
| 1.3 NPAHs的来源、性质、环境行为 |
| 1.3.1 NPAHs的来源 |
| 1.3.2 NPAHs的性质及环境行为 |
| 1.3.3 NPAHs的环境浓度 |
| 1.4 NAPHs光解行为研究进展及环境意义 |
| 1.4.1 固体表面的光解 |
| 1.4.2 有机溶剂中的光解 |
| 1.4.3 水中的光解 |
| 1.4.4 NPAHs光解行为的环境意义 |
| 1.5 论文的研究意义 |
| 1.6 论文的研究内容 |
| 第2章 实验方法 |
| 2.1 仪器与试剂 |
| 2.2 样品制备 |
| 2.2.1 雪样的制备 |
| 2.2.2 生物质炭的制备 |
| 2.3 光解实验方法 |
| 2.4 NPAHs的分析方法 |
| 2.5 数据处理方法 |
| 第3章 基于LC-MS/MS的水中NPAHs的定量分析方法 |
| 3.1 色谱条件 |
| 3.2 质谱条件 |
| 3.3 实际样品采集方法 |
| 3.4 质谱条件的优化 |
| 3.5 色谱条件的优化 |
| 3.6 方法评价 |
| 3.6.1 方法的线性范围、检出限和定量限 |
| 3.6.2 方法的回收率和精密度 |
| 3.6.3 1-NP和 1,8-DNP的同时分析 |
| 3.7 实际样品中NPAHs的分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 紫外光作用下NPAHs在水中的光解 |
| 4.1 NPAHs在水中的直接光解动力学 |
| 4.2 NPAHs在水中光解的影响因素 |
| 4.2.1 H_2O_2 |
| 4.2.2 NO_2~-和NO_3~- |
| 4.2.3 Fenton |
| 4.2.4 BC |
| 4.2.5 pH值 |
| 4.2.6 助溶剂甲醇 |
| 4.3 NPAHs在水中光解产物及机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 紫外光作用下NPAHs在雪中的光解 |
| 5.1 NPAHs在雪中的直接光解动力学 |
| 5.2 NPAHs在雪中光解的影响因素 |
| 5.2.1 H_2O_2 |
| 5.2.2 NO_2~-和NO_3~- |
| 5.2.3 Fenton |
| 5.2.4 BC |
| 5.2.5 BC+光敏剂 |
| 5.2.6 pH值 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（2）污水厂二级出水深度处理O3+MBSF工艺及微生物群落结构特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水资源及城市污水处理现状 |
| 1.1.2 城市污水回用的必要性与可行性 |
| 1.2 城市污水深度处理技术的研究现状及发展方向 |
| 1.2.1 污水深度处理技术 |
| 1.2.2 污水处理厂二级出水中难降解污染物种类及来源 |
| 1.2.3 国内外污水厂二级出水中痕量污染物监控及研究现状 |
| 1.2.4 我国污水深度处理回用的现状及存在问题 |
| 1.2.5 污水深度处理回用技术的发展方向 |
| 1.2.6 生物砂滤技术研究概况 |
| 1.3 城市污水回用环境风险评价研究现状 |
| 1.3.1 城市污水回用环境风险评价概述 |
| 1.3.2 再生水回用风险评价研究现状 |
| 1.4 城市污水深度处理及利用水质标准 |
| 1.4.1 国外城市污水再生利用水质标准 |
| 1.4.2 我国污水深度处理及利用水质标准 |
| 1.5 生物砂滤池工艺的可行性 |
| 1.6 课题来源 |
| 1.7 课题研究目的、意义和主要内容 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 论文研究内容 |
| 1.7.3 论文研究技术路线 |
| 参考文献 |
| 第二章 试验材料及方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 改性石英砂的制备 |
| 2.1.2 试验仪器与药剂 |
| 2.2 水质检测项目及分析方法 |
| 2.2.1 水样的采集及预处理 |
| 2.2.2 常规水质指标的测定 |
| 2.2.3 臭氧消耗量的测定 |
| 2.2.4 生物膜厚度的测定方法 |
| 2.2.5 重金属的测定方法 |
| 2.2.6 邻苯二甲酸酯的测定方法 |
| 2.2.7 林丹的测定方法 |
| 2.2.8 药物活性物质的测定方法 |
| 2.2.9 溶解态、胶体态和悬浮态COD的测定方法 |
| 2.2.10二级出水中有机物（EfOM）分子量分布的测定方法 |
| 2.3 生物膜特性及微生物菌落的分析方法 |
| 2.3.1 扫描电镜分析方法 |
| 2.3.2 DNA提取及检测方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 城市污水厂二级出水水质特征分析及深度处理工艺的确定 |
| 3.1 污水处理厂的选择 |
| 3.2 研究对象污水处理厂水质特征分析 |
| 3.2.1 溶解态、胶体态和悬浮态COD的分布 |
| 3.2.2 污水处理厂二级出水可生化性分析 |
| 3.2.3 二级出水中有机物（EfOM）的分子量分析 |
| 3.2.4 二级出水中营养物质N、P的含量分析 |
| 3.2.5 二级出水中UV_(254)的变化分析 |
| 3.2.6 二级出水色度变化分析 |
| 3.2.7 二级出水中痕量污染物PhACs的GC/MS分析 |
| 3.3 污水处理厂二级出水生态风险评价研究 |
| 3.3.1 生态风险评价的概念 |
| 3.3.2 生态风险评价方法 |
| 3.3.3 二级出水中PhACs的生态风险评价研究 |
| 3.4 目标污水处理厂及深度处理工艺的确定 |
| 3.4.1 目标污水处理厂的确定 |
| 3.4.2 深度处理工艺的确定 |
| 3.4.3 试验装置 |
| 3.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 O_3+MBSF组合工艺深度处理二级出水常规污染物效能及机理研究 |
| 4.1 臭氧预处理工艺对污水处理厂二级出水水质的影响 |
| 4.1.1 臭氧预处理技术 |
| 4.1.2 臭氧预处理工艺参数的确定 |
| 4.2 生物砂滤工艺对二级出水处理效能研究 |
| 4.2.1 石英砂表面形态的表征 |
| 4.2.2 生物砂滤池挂膜 |
| 4.2.3 生物砂滤池启动 |
| 4.3 臭氧+生物砂滤组合工艺对污水处理厂二级出水净化效能 |
| 4.3.1 臭氧+生物砂滤组合工艺启动 |
| 4.3.2 臭氧+生物砂滤组合工艺对常规污染物的去除效果 |
| 4.3.3 低温下组合工艺对常规污染物去除效果分析 |
| 4.4 生物砂滤池超薄生物膜厚度的测定 |
| 4.5 生物砂滤池去除污染物机理 |
| 4.5.1 生物膜降解有机污染物机理 |
| 4.5.2 生物膜去除氨氮机理 |
| 4.5.3 生物砂滤池去除浊度机理 |
| 4.6 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 O_3+MBSF组合工艺对污水厂二级出水痕量污染物去除效能及机理研究 |
| 5.1 污水厂二级出水中痕量污染物的种类及特点 |
| 5.1.1 重金属的特点及其在污水处理厂二级出水中的存在种类 |
| 5.1.2 PAEs的特点及其在污水处理厂二级出水中的存在种类 |
| 5.1.3 有机氯农药的特点及污水处理厂二级出水中的存在种类 |
| 5.1.4 抗生素类的特点及在污水处理厂二级出水中的存在种类 |
| 5.2 组合工艺对二级出水中痕量污染物的去除效能及机理 |
| 5.2.1 组合工艺对重金属的去除效果 |
| 5.2.2 组合工艺对邻苯二甲酸脂类的去除效果 |
| 5.2.3 组合工艺对农药类林丹（γ-HCH）的去除效果 |
| 5.2.4 组合工艺对PhACs的去除效果 |
| 5.3 低温条件下组合工艺对痕量污染物质去除效能分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 生物砂滤池生物膜微生物群落结构特性分析研究 |
| 6.1 生物膜的形成及代谢作用 |
| 6.1.1 生物膜的形成 |
| 6.1.2 生物膜的吸附作用 |
| 6.1.3 生物膜的降解作用 |
| 6.1.4 微生物的共代谢作用 |
| 6.2 生物膜构成分析 |
| 6.2.1 影响生物膜功能的因素 |
| 6.2.2 生物膜微生物的种群特征 |
| 6.2.3 生物膜的食物链与能量传递 |
| 6.3 生物膜的形成特征及微生物菌落特性分析 |
| 6.3.1 四种生物石英砂附着生物膜表征 |
| 6.3.2 四种生物石英砂微生物菌落特征分析 |
| 6.4 生物石英砂生物膜微生物对比研究 |
| 6.4.1 四种生物石英砂表面微生物门类对比分析 |
| 6.4.2 生物砂滤池滤料表面生物膜功能微生物对比 |
| 6.4.3 四种生物石英砂表面生物膜功能微生物差异分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第七章 结论及展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 论文创新点 |
| 7.3 展望 |
| 攻读博士学位期间主要科研成果 |
| 致谢 |
（3）α-HCH的多介质归趋行为及风险评价研究 ——以黄河头道拐冰封期为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 持久性有机污染物(POPs) |
| 1.1.2 典型持久性有机污染物(POPs)-六六六(HCHs) |
| 1.1.3 黄河内蒙段持久性有机污染物(POPs)污染现状 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 研究内容 |
| 2 研究进展 |
| 2.1 各环境介质中α-HCH的环境残留 |
| 2.2 多介质逸度模型的研究进展 |
| 2.3 健康风险评价的研究进展 |
| 3 研究区域概况及实验方法 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 水样、冰样中α-HCH的提取方法 |
| 3.2.2 悬浮物、底泥样中α-HCH的提取方法 |
| 3.2.3 冰-水分配系数测定 |
| 3.2.4 质量控制和质量保证 |
| 4 逸度模型的建立与验证 |
| 4.1 多介质逸度模型 |
| 4.2 多介质逸度模型的分类 |
| 4.3 α-HCH的Ⅲ级逸度模型的构建 |
| 4.4 模型参数识别 |
| 4.4.1 α-HCH的理化特性参数 |
| 4.4.2 平衡分配系数的率定 |
| 4.4.3 传质系数和扩散系数 |
| 4.4.4 研究区域的环境属性参数 |
| 4.4.5 逸度容量Z值的率定 |
| 4.4.6 迁移参数D_y值的率定 |
| 4.4.7 降解过程参数D_R值的率定 |
| 4.4.8 污染物的排放数据 |
| 4.5 模型计算与结果分析 |
| 4.5.1 模型验证与浓度分布 |
| 4.5.2 α-HCH的模拟分布 |
| 4.5.3 α-HCH在各介质间的迁移 |
| 4.6 模型可靠性检验 |
| 4.7 小结 |
| 5 黄河头道拐水中α-HCH的风险评价 |
| 5.1 健康风险评价方法 |
| 5.1.1 危害识别 |
| 5.1.2 剂量-反应评估 |
| 5.1.3 暴露评价 |
| 5.1.4 风险表征 |
| 5.2 冰封期水样中α-HCH的污染水平 |
| 5.3 健康风险评价模型 |
| 5.3.1 致癌风险 |
| 5.3.2 非致癌风险 |
| 5.3.3 模型参数的选择 |
| 5.4 健康风险评价 |
| 5.4.1 致癌风险评价 |
| 5.4.2 非致癌风险评价 |
| 5.5 黄河头道拐水中α-HCH的综合风险评价 |
| 5.6 小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（4）污染物在冰晶中的光化学研究进展（论文提纲范文）
| 1 冰晶的性质 |
| 2 冰晶中光化学反应 |
| 2.1 冰晶的直接光解和辐解 |
| 2.2 表面吸附污染物解离 |
| 2.3 冰晶表面或内部污染物直接光解 |
| 2.4 冰晶中的自由基光化学 |
| 3 冰晶中光化学机理的探讨 |
| 3.1 在冰晶表面层 (或称类似液体层) 的光化学反应 |
| 3.2 在冰晶颗粒边界层的光化学反应 |
| 4 冰晶的光化学反应对环境的影响 |
| 5 冰晶中光化学反应研究的困难 |
（5）人类活动对南极土壤生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 1 南极土壤形成环境的几个独特因子 |
| 1.1 土壤过程异于寻常 |
| 1.2 独特的低温干旱气候 |
| 1.3 时间因子异于其他大陆 |
| 2 南极土壤生态系统的特点 |
| 3 人类输入物对土壤生态系统的影响 |
| 4 人类工程活动的影响 |
| 5 科考队员和科学家的影响 |
四、极地雪冰中表征大气浊度的微粒和各类污染物（论文参考文献）
- [1]硝基多环芳烃在雪中的光解反应动力学[D]. 汪雨薇. 吉林建筑大学, 2017(10)
- [2]污水厂二级出水深度处理O3+MBSF工艺及微生物群落结构特性研究[D]. 李思敏. 太原理工大学, 2016(08)
- [3]α-HCH的多介质归趋行为及风险评价研究 ——以黄河头道拐冰封期为例[D]. 韩珍. 内蒙古农业大学, 2014(01)
- [4]污染物在冰晶中的光化学研究进展[J]. 叶招莲,何锦丛,侯惠奇. 环境化学, 2008(04)
- [5]人类活动对南极土壤生态系统的影响研究[J]. 郑先昌. 广州大学学报(自然科学版), 2007(02)
- [6]极地雪冰中表征大气浊度的微粒和各类污染物[J]. 韦丽佳,李院生,谭德军,周丽娅,闫明,胡凯,温家洪,孙波,刘雷保. 极地研究, 2003(04)