一、二氯苯在土壤中的迁移行为和生物降解（论文文献综述）
桑文静,王晓霞,王夏妹,肖璐睿,许士洪,李登新[1]（2021）在《土壤中微塑料的来源、赋存特征及迁移行为》文中研究表明微塑料作为一种新兴的持久性有机污染物,具有颗粒粒径小、在环境中难降解、吸附有毒污染物等特点,备受国内外研究者关注。近年来,土壤中微塑料的污染形势愈发严峻,该文综述了土壤环境中微塑料的来源、赋存特征、检测方法和迁移行为。分析总结了土壤中微塑料负载污染物的迁移机制以及影响迁移的因素,最后针对治理土壤中微塑料污染和控制其迁移行为问题提出了一些展望,为未来的微塑料污染土壤修复提供一些思路。
徐光辉[2]（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。
黄河[3]（2021）在《生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制》文中认为阿特拉津（Atrazine,AT）是一种常见的除草剂,具有毒性较强、半衰期长、易迁移等特性。生物质炭（Biochar,BC）具有吸附能力强、性质稳定等优点,常用于修复污染土壤。目前多数的研究表明BC对土壤中AT有较好的吸附和持留效果,能有效降低土壤中AT的迁移风险。AT在土壤的环境风险不但包括迁移风险,还包括残留风险,AT的残留风险取决于其消解行为。但土壤结构的复杂性造成了目前研究关于BC对土壤AT消解影响的不确定性,关于BC对AT在土壤不同粒径组分上的分布和消解行为的研究更是鲜有报道。因此,本论文以BC对土壤AT消解的影响为切入点,构建灭菌和未灭菌体系,考虑土壤颗粒组分的影响,探究BC对土壤及其各粒径组分（砂粒、粉粒和黏粒）AT分布和消解的影响。接着考察了BC对土壤及各粒径组分对AT吸附的影响,探讨吸附行为与AT消解之间的关系,揭示BC影响土壤AT消解的物理化学机制;进一步研究了BC对AT污染土壤及各粒径组分微生物活性、多样性和群落结构的影响,探究土壤及各粒径组分微生物与AT消解之间的关系,揭示BC影响土壤AT消解的微生物学机制。研究结果将为应用BC修复AT污染土壤,控制其环境风险提供更全面的信息,对农业生产和有机污染物的防控具有重要意义。本论文主要的研究结果如下所示:（1）BC对AT在土壤及各粒径组分分布的影响。BC对灭菌和未灭菌土壤不同粒径组分的质量占比没有显着的影响;但添加BC提高了不同粒径组分中不可脱附态AT的含量;在未灭菌土壤中,培养开始时（21d）,添加100目BC没有改变不可脱附态AT在不同粒径组分中的分布,不可脱附态AT主要分布于砂粒中;但是添加200目BC使不可脱附态AT主要分布于粉粒,与不添加BC的处理相比,添加200目甘蔗叶生物质炭和蚕沙生物质炭处理粉粒中不可脱附态AT分别占不可脱附态AT总量的47.69%和47.74%。（2）BC对AT在土壤消解的影响。无论灭菌还是未灭菌条件下,添加BC均延缓了土壤中AT的消解,但是灭菌与未灭菌土壤AT的消解途径和BC对其的影响明显不同,未灭菌土壤AT的消解量显着高于灭菌土壤,说明未灭菌条件下微生物降解是土壤AT消解的主要途径,灭菌条件下化学消解则是主要的途径。在未灭菌土壤中,与不添加BC的处理相比,从21～63 d添加蚕沙生物质炭和甘蔗叶生物质炭土壤AT总消解率分别降低了2.53%～2.85%和5.10%～8.00%;但土壤以及砂粒、粉粒和黏粒中不可脱附态AT的消解则有所增加,其中添加生物质炭土壤以及砂粒、粉粒和黏粒不可脱附态AT的消解量分别比不添加BC的处理提高了0.69～3.55、1.23～3.17、0.59～2.55和0.25～1.87 mg·kg-1。在灭菌土壤中,BC抑制了可脱附态AT的消解,而不可脱附态AT的残留量则有所增加,其中对黏粒中不可脱附态AT含量的增加最为明显。（3）BC影响土壤AT消解的物理化学机制。通过等温吸附实验可知Freundlich模型能够较好拟合土壤及各粒径组分对AT的吸附行为。BC提高了土壤及各粒径组分对AT的吸附能力,其中甘蔗叶生物质炭的提高作用强于蚕沙生物质炭,且BC的粒径越小对土壤吸附能力的提高效果越明显。相关性分析结果显示,可脱附态AT的化学消解量与土壤总有机碳（Total organic carbon,TOC）含量和吸附能力之间呈现显着负相关,表明BC通过提高土壤的吸附能力,促进可脱附态AT向不可脱附态AT转化,进而抑制了土壤可脱附态AT的化学消解。此外,在灭菌条件下,BC提高了土壤各粒径组分的吸附能力,从而使土壤各粒径组分不可脱附态AT的残留量增加。可见,BC通过提高土壤TOC含量、增强土壤及其各粒径组分对AT的吸附能力,促使AT在土壤转化、在各粒径组分中再分配,从而延缓土壤中AT消解是BC影响AT消解的主要物理化学机制。（4）BC对AT污染土壤微生物的影响。低浓度AT降低了土壤微生物量碳含量、脱氢酶、过氧化氢酶和脲酶的活性,但一定程度上提高了微生物碳源利用多样性和真菌多样性,AT浓度越高对土壤细菌多样性的抑制作用越强。添加BC提高了AT污染土壤微生物活性、碳源利用多样性以及细菌多样性。其中BC对土壤黏粒细菌多样性的提高效果最为显着。添加BC提高了浓度为5 mg·kg-1的AT污染土壤中细菌Proteobacteria、Actinobacteriota和Firmicutes的相对丰度,但降低了Bacteroidetes的相对丰度。在浓度为50mg·kg-1的AT污染土壤中,添加BC提高了Actinobacteriota的相对丰度,但降低了Firmicutes的相对丰度。对于土壤各粒径组分来说,添加BC提高了土壤黏粒Firmicutes的相对丰度。（5）BC影响土壤AT消解的微生物学机制。BC-微生物-AT消解相关分析结果表明,高浓度(50 mg·kg-1)和低浓度(5 mg·kg-1)AT污染条件下,AT消解过程中起关键作用的微生物存在明显差别。低浓度AT污染土壤中,Bacteroidetes的相对丰度与土壤AT消解量呈正相关。添加BC降低了土壤Bacteroidetes的相对丰度,延缓了AT的消解,因此,低浓度AT条件下,Bacteroidetes是参与AT降解的功能细菌。在高浓度AT的胁迫下,Firmicutes的相对丰度与土壤AT消解量呈正相关,且与不同粒径组分中不可脱附态AT消解量呈正相关;添加BC降低了高浓度AT污染土壤Firmicutes的相对丰度,抑制土壤AT的消解,但提高了不同粒径组分中Firmicutes的相对丰度,促进了不可脱附态AT的消解,但是由于可脱附态AT的消解速率显着大于不可脱附态,整体上看BC延缓了土壤AT的消解,可见,高浓度AT胁迫下,Firmicutes是参与AT降解的功能细菌。因此,BC通过降低了Bacteroidetes和Firmicutes等功能细菌的相对丰度从而抑制土壤微生物对AT的降解是BC延缓土壤中AT消解的主要微生物学机制。综上所述,BC通过提高土壤的吸附能力,促使AT在土壤转化、在各粒径组分中再分配,降低土壤参与AT降解的功能细菌丰度,从而延缓了AT的生物化学消解,但也降低了AT的淋溶迁移风险。本研究100目甘蔗叶生物质炭对土壤吸附AT能力提高效果较好,且AT残留量较少,根据不同土壤的理化特性,选用适当粒径BC,调控BC在各粒径组分中的分布比例,不仅能有效降低土壤AT迁移风险,而且其残留风险也能得到有效控制。
朱国繁[4]（2021）在《土着菌群和蚯蚓肠道菌群协同抵御有机氯农药毒害机制》文中认为蚯蚓肠道内生菌群参与土壤环境的各种生物化学过程,与土着菌群紧密互作来维护土壤内部稳定状态。当土壤环境遭遇外界扰动时（如农药污染输入）,会对蚯蚓肠道菌群和土着菌群之间的沟通交流产生怎样的影响尚未明确,上述两种特异性类群在抵御逆环境过程中的互作模式以及与土壤内稳态的联系更是值得深入研究。本研究采集中国长三角地区典型农药污染农田和场地土壤,使用高通量测序技术和宏基因组测序技术,分析蚯蚓肠道菌群和土着菌群的结构和功能;通过统计学分析方法和网络分析,识别其核心类群,得到主要成果和结论如下:1)不同农药胁迫下蚯蚓肠道菌群和土着菌群存在密切的物种、基因传递过程;2)不同梯度氯丹农药胁迫下蚯蚓肠道菌群和土着菌群组合存在稳定的核心种群,主要为黄杆菌属、氨氧化古菌属和不动杆菌属等,且此类核心种群具有碳氮转化和农药降解能力;3)农药胁迫程度的加深降低了土着菌群和蚯蚓肠道菌群互作紧密性,使其共现网络平均度中心性、紧密中心性和特征向量中心性由443.36、0.89、0.92降低为378.78、0.84、0.87,造成菌群之间物种、基因交流道路的堵塞;4)毒害分担模型显示蚯蚓肠道菌群关键基因农药毒害分担系数（103.0%～130.2%）>一般基因农药毒害分担系数（97.4%～125.7%）>物种农药毒害分担系数（79.2%～85.1%）,揭示了蚯蚓肠道菌群能够通过基因调节的方式,特别是通过调控碳氮代谢和农药降解基因分担农药毒害作用,与土着菌群协同抵御有机氯农药胁迫。本研究结果可为探明土着菌群与蚯蚓肠道菌群在抵御土壤中有机氯农药胁迫及共同维护土壤微生物内稳态的贡献机制,提供新的科学认识。
董万涛[5]（2021）在《新型复合氧化剂在石油污染场地修复的应用研究》文中研究说明石油污染土壤的修复治理已经成为目前社会关注焦点,化学修复石油污染土壤技术在降耗和见效快方面体现出明显优势。目前对修复总石油烃（TPH）污染土壤的研究多局限于实验室分析,也缺少系统性能评价。因此,系统筛选、性能评价和原位实际应用对高效修复TPH污染土壤具有重要的实际意义。本文以甘肃省东部石油污染场地为研究对象,通过污染场地取样和分析,确定目标污染物为TPH;经过室内实验、小型装置模拟和现场原位修复实验等方法,阐明了氧化剂化学性质和降解性能;提出了氧化剂原位修复控制过程机制,主要结果如下:1)开展了修复TPH污染土壤化学氧化剂筛选和降解性能分析。采用分批次实验法,借助反应动力学模型,综合分析预选氧化剂降解性能,结果表明:相比H2O2、KMn O4和Na2S2O8,Na2FeO4具有反应速率快、半衰期短、扰动土壤结构弱、去除TPH能力强且无残留的综合高性能。因此,确定Na2FeO4为主要修复药剂。2)配置了新型复合氧化剂及确定其稳定高效控制参数。采用两种稳定剂,一种强化剂,三种浓度水平的正交实验法,结果表面:复合氧化剂配方为0.1%KIO4、0.15%Na HCO3和0.05 mol/L Na2FeO4。最佳高效性能控制参数为0.4 mmol/g土壤复合氧化剂溶液,0.3 mmol/g土壤Na2S2O8溶液,1:1水土比和20℃温度,该条件下土壤中TPH去除率为89.76%,最终反应产物为Fe（OH）3、H2O和CO2。3)运行了化学修复TPH污染土壤的小型装置模拟实验。采用0.2 MPa、0.4MPa、0.6 MPa三种不同压力进行土壤中注射实验,结果表明:对流向和径向注射距离进行拟合,发现注射压力与流向注射半径局部呈线性关系,综合比较呈非线性关系。注射压力与径向注射半径呈线性关系。经过中试实验和Fluent模拟最终确定出喷射核、湍流区、渗流区比例大约在1:4:2。三种不同压力下,土壤TPH平均去除率均能达到87%。4)实施了化学修复TPH污染土壤的现场实验。通过响应面优化设计和Fluent软件模拟确定了高压旋喷设备最佳运行工况参数和喷射环境下边界层形成规律,以及与现场实验结果对比,确定建模的可行性。结果表明:根据二次回归方程得知高压旋喷机运行的最佳工况为注射压力:30 MPa,旋转速度:23 r/min,提升速度:30 cm/min。最佳注射直径为:147.3 cm。现场实验与模拟实验比较可以确定出喷射核、湍流区、渗流区比例大约在1:4:2。通过现场修复实验,去除率最高可以达到87.1%,集中在喷射核附近。去除率最低为76.3%,集中在渗流区附近,通过梅花布点可以解决渗流区TPH去除率降低的问题,相邻注射点渗流区重合,去除率可以稳定在83.77%。以上内容针对黄土高原土质,寻找出了一种高效、安全、环保和适宜营养贫瘠土壤的氧化剂,同时为黄土高原地区高压旋喷工艺修复工作提供理论参考,验证了原位化学氧化高压旋喷工艺对修复黄土高原地区石油类污染土壤是可行、高效且经济的。模拟结果、中试实验和现场实验结果相似,利用此方法可以给修复工作提供一定理论参考和实际修复经验。
赵元添[6]（2021）在《农业废弃物强化微生物处理有机氯农药污染的研究》文中进行了进一步梳理有机氯农药（organochlorine pesticides）作为一类持久性有机污染物因其难降解、强毒性而长期存在于环境中。我国作为传统的农业大国,曾在上个世纪大量生产和使用有机氯农药,对我国环境产生不良影响。随着人们对环境保护意识的提高,我国于1983年开始禁止六六六、滴滴涕等有机氯农药的生产,同时有机氯农药污染的环境修复开始提上日程。目前有机氯农药污染处理技术包括生物和非生物两种处理技术,其中非生物处理技术主要包括物理法和化学法,生物处理技术包括动物、植物、微生物及其耦合技术。生物处理技术因其绿色经济备受关注,但微生物降解有机氯农药受非生物因素和生物因素影响较大,且降解周期较长。目前已经有多种手段（如添加碳源或电子受体等）提高微生物活性和代谢能力,进而提高微生物降解效率。我国秸秆等生物质资源丰富,有机碳含量高,能够促进微生物对污染物的降解。本论文采用农药废弃物强化微生物对有机氯农药的降解,研究有机氯农药微生物降解过程及降解机理,主要结论如下:（1）以典型的有机氯农药及农药中间体林丹、1,2-二氯苯（o-DCB）、2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）为研究对象,以水稻秸秆、小麦秸秆、大豆秸秆、玉米秸秆、丝瓜络和木屑为吸附剂,分别研究其对林丹、1,2-二氯苯、2,4-二氯酚的吸附能力。研究结果表明,与其他农业废弃物相比,木屑对林丹、1,2-二氯苯和2,4-二氯酚具有较好的吸附效果,当农业废弃物投加量为10 g·L-1时,水稻秸秆、小麦秸秆、大豆秸秆、玉米秸秆、丝瓜络和木屑对林丹最终去除率分别为81.8%、83.4%、80.3%、82.1%、64.9%、85.6%;对1,2-二氯苯的最终去除率分别是85.3%、86.9%、85.4%、86.7%、67.1%、89.1%;对2,4-二氯酚的最终去除率分别是52.4%、58.7%、50.3%、48.1%、33.8%、63.1%。农业废弃物对溶液具有一定缓冲性能,且对农药吸附去除具有较宽的p H适用范围,尤其木屑在初始p H为2-12,其对林丹的吸附去除率稳定在81%以上。（2）以2,4-二氯苯酚为代表性有机氯农药,研究黄孢原毛平革菌对2,4-二氯苯酚的降解性能以及初始p H、黄孢原毛平革菌投加量、不同外源物质（铁离子、农业废弃物、Fe-ZSM-5催化剂）对2,4-二氯苯酚降解性能的影响。研究发现,2,4-二氯苯酚初始浓度越高其降解效率越高,当2,4-二氯苯酚初始浓度为4 mg·L-1、12 mg·L-1和24 mg·L-1时,2,4-二氯苯酚的降解率分别为32.4%、66.0%和72.8%。初始黄孢原毛平革菌投加量为0.2 g、1 g和3 g（湿重）时,2,4-二氯苯酚的降解率分别为39.2%、89.3%和80.7%。黄孢原毛平革菌对2,4-二氯苯酚降解的最佳p H为5,高于初始p H=4（76.8%）、p H=9（75.4%）和p H=7（72.3%）时对2,4-DCP降解率。不同外源物质对黄孢原毛平革菌降解2,4-二氯苯酚的影响不同,随着铁离子浓度（1 m M、2 m M、3 m M、4 m M、5 m M）的增加,2,4-DCP的降解率降低,分别为74.2%、74.4%、63.7%、57.4%、51.8%,木屑、柠檬酸铁、Fe-ZSM-5在前期能够加快黄孢原毛平革菌对2,4-DCP的降解过程,但是在24 h后降解速率变缓。（3）以2,4-二氯苯酚为研究对象,研究了木屑联合黄孢原毛平革菌对2,4-DCP的降解性能,并比较不同碳源（木屑、葡萄糖）对黄孢原毛平革菌降解2,4-DCP的影响以及生物酶的变化（漆酶、锰过氧化物酶、木质素过氧化物酶）和产生小分子酸的情况,并采用微生物转录组研究不同处理组表达基因的差异。结果表明,木屑作为唯一碳源时2,4-DCP的降解率达85.5%。与葡萄糖处理效果（86.8%）相近,在降解过程中木屑产酶（漆酶、锰过氧化物酶、木质素过氧化物酶）情况（2.25 U/m L、3.30 U/m L、0.92 U/m L）要略高于葡萄糖碳源组（2.25 U/m L、1.91U/m L、0.69 U/m L）。根据降解产物推测降解过程主要为羟基、烷基自由基参与;后续将两组谢模式以及对照组中的微生物进行转录组测序,并对各处理间差异基因进行筛选,并在具有显着性（p≤0.05）,且Log2（FC）≥1的条件下,通过NR数据库注释各处理中氧化还原酶以及水解酶相关蛋白进行筛选与分析,B、C组水解酶、氧化还原酶相关差异基因在COG、GO、KEGG数据库中进行功能注释揭示微生物在不同碳源模式对微生物主要为糖代谢、能量产生转化,以及酶活、抗氧化能力等,微生物通过分泌纤维二糖水解酶、β-1,4-内切木聚糖酶、外切纤维二糖水解酶降解木质素、纤维素等获得碳源如己糖。
谭子其[7]（2020）在《流化床锅炉协同处置固体废物典型污染物释放特征研究》文中研究表明随着经济的发展,我国固体废物产生量急剧增长,危险废物处置市场需求大。对此,近年来逐渐发展起来的工业窑炉协同处置技术成为固体废物处置的重要途径。而流化床锅炉作为工业窑炉的主要类型,其协同处置固体废物尚处在初步试验探索阶段,试验基础薄弱、缺乏工程实践,相应的技术标准也尚待制定。因此,开展流化床锅炉协同处置固体废物典型污染物释放特征研究,为流化床锅炉协同处置固体废物（尤其是危险废物）提供理论与技术支撑十分必要。本文通过实验室模拟试验及现场工程试验对流化床锅炉协同处置固体废物进行研究。实验室模拟试验探究了重金属Pb、Cd、Zn、As的挥发特性和有机污染物苯与对二氯苯的降解特性。工程试验选择抗生素菌渣在大型流化床锅炉上进行协同处置,研究协同处置过程中典型污染物（重金属和二恶英）以及常规污染物的释放特性,分析其环境风险。最后,结合重金属模拟试验结果,分析验证重金属在流化床锅炉内的迁移转化规律。研究结果表明:（1）实验室模拟条件下,Pb、Cd、Zn三种重金属无论初始形态是氧化物、氯化物还是硫化物,以及硫化物形态存的As,其挥发率都是随温度的升高、时间的增加而逐渐增大。当燃烧温度超过825℃,停留时间90min时,Pb、Cd、Zn、As的挥发率均达到60%以上,容易存在于锅炉粉煤灰或烟气中。通过工程试验分析验证,重金属Pb、As和Zn主要分配在粉煤灰中,分配率均在81%以上;其次是炉渣;而随锅炉烟气排放的极少,最高也才0.55%;脱硫石膏中Pb、As和Zn分配率也较低,Pb和As几乎不存在。重金属Cd易存在于粉煤灰或烟气中。其它重金属V、Cr、Mn、Co、Ni、Cu、Mo和Sn也均易向粉煤灰迁移,其次是炉渣,脱硫石膏和锅炉烟气中分配率均较低。（2）实验室模拟条件下750℃～975℃,有机污染物苯的热降解率相比对二氯苯低。在825℃以上,停留时间5s时,苯的热降解率只达到99.95%,而对二氯苯达到99.99%;对二氯苯的热降解率满足危险废物焚烧污染控制标准的要求。含对二氯苯及热稳定性等级低于对二氯苯的有机固体废物在流化床锅炉内可以得到充分降解。（3）流化床锅炉协同处置抗生素菌渣对锅炉运行工况的稳定性影响不大,但协同处置过程中锅炉烟气具有一定的环境风险。协同处置抗生素菌渣增加了锅炉烟气中重金属Zn的排放浓度,以及CO和HF的排放浓度均超过危险废物焚烧污染控制标准限值,故后续应采取措施降低其浓度后排放。
林欣萌[8]（2020）在《我国农田土壤典型挥发性有机物的测定及其残留特征分析》文中研究表明挥发性有机物（Volatile Organic Compounds,VOCs）,通常指沸点于50-260℃之间,具有相应挥发性的一类有机化合物。大量研究表明,VOCs是臭氧和二次有机气溶胶的重要前体物,对大气的化学组成有着非常重要的影响。此外,流行病学调查发现VOCs暴露与癌症风险的增加及不良的生殖结果间存在关联。在各类挥发性有机物中,苯系物（BTEXS）和卤代烃（Volatile Halogenated Hydrocarbons,VHCs）检出范围广,危害大,已成为国内外环境科学领域关注的重点问题。目前关于环境VOCs的研究多集中在大气和水体当中,但对中国区域内土壤VOCs的调查研究仍旧十分缺乏且分散。土壤是自然环境的重要组成要素,具有种植功能的农田土壤更是农业生产的基础。值得注意的是,土壤VOCs污染往往具有隐蔽性、挥发性、多样性、累积性和强毒害性等特征。因此,初步建立我国农田土壤典型VOCs的残留清单,全面评价该水平下可能产生的生态健康风险具有紧迫的现实意义。本文分别于2013和2016年于相近采样点进行了全国范围内农田土壤样品的采集,通过优化顶空-气相色谱质谱联用（Headspace-GC/MS,HS-GC/MS）测定土壤VOCs的方法,初步掌握我国农田土壤中典型VOCs（包括BTEXS和VHCs）的残留浓度范围,明确其空间分布特征,进一步探究其可能来源及影响因素,并在此基础上利用健康风险评价模型评估了暴露于农田土壤BTEXS与VHCs所产生的健康风险。得到的主要结果和结论如下:（1）BTEXS污染在两批土壤样品中均被普遍检出。2013年及2016年农田表层土壤中BTEXS残留总浓度的最高值分别为375和569 ng/g。农田表层土壤中残留的BTEXS在2013年至2016年之间并未发生明显积累或消散。BTEXS主要在我国的中部、东北部以及西南部地区残留较高。超过半数的土壤样品中,甲苯为含量最高的BTEXS污染物,我国东北部为甲苯分布的“热点”地区。我们发现,BTEXS空间分布趋势和几种典型有机氯农药十分吻合,这可能与BTEXS为部分农药的添加剂有关。（2）相关性分析表明BTEXS总浓度可能是影响土壤中单个化合物残留分布的重要因素。采样点的土壤有机质、温度、降水量和海拔在BTEXS残留分布中具有一定影响。相较于其他苯系物,苯的水溶性强、挥发性高,故在海拔低,温度高和降水量多的地区更易发生挥发扩散。（3）各BTEXS化合物的最高浓度均在表层土壤中检出。BTEXS总浓度沿土壤深度的增加呈指数降低。其中,甲苯、间,对-二甲苯和邻-二甲苯的浓度沿土壤表层、中层和底层呈现显着的下降趋势,这可能是由于物质较低的水溶性和较高的辛醇-水分配系数(log Kow)限制了其向更深的土层渗透。（4）利用健康风险评价模型评估我国农田土壤中BTEXS暴露对人体产生的非致癌风险和致癌风险。总体而言,各采样点非致癌风险的HI值均低于1,表明我国农田土壤中BTEXS残留并不会对人体产生非致癌风险。此外,苯对成人和儿童的平均致癌风险基本低于10-6,表明其对成人和儿童产生的致癌风险处于非常低的水平。（5）被调查的18种典型VHCs中,卤代烷烃为主要检出组分,共有13种VHCs在本次土壤样品中检出。检出率最高的五种物质依次为三氯甲烷（CF）（99.11%）,1,2-二氯乙烷（1,2-DCA）（71.43%）,二氯甲烷（DCM）（65.18%）,氯苯（CB）（37.50%）和1,4-二氯苯（1,4-DCB）（38.39%）。五种主要检出物质中,DCM,CF和1,2-DCA的分布情况相似,以华北和西南地区的污染最为严重,且主要集中在山西省和重庆市。中国东北部是1,4-DCB分布的“热点”地区,同时东北地区土壤中的CB含量也很高。（6）商业溶剂挥发释放及工业生产泄露是土壤卤代烷烃的主要来源。与氯代烷烃相比,土壤中氯苯类物质的残留量与农药使用量显着相关（P≤0.001）,其中1,4-DCB与农药的相关性最好（R=0.693,P<0.001）,其次为CB（R=0.607,P=0.001）。以上结果表明农药使用是中国农田土壤中VHCs,尤其是CB和1,4-DCB的来源之一。（7）总体而言,我国农田土壤中的典型VHCs不会对当地居民产生非致癌风险。VHCs的五种主要检出化合物中,CF对成人和儿童产生的非致癌风险最大。此外,农田土壤VHCs对人体产生的致癌风险均处于非常低的水平。本研究结果可为我们理解中国农田土壤中VOCs污染的来源及可能产生的后果提供数据支持,以期更有效地控制土壤污染。
孟建昊[9]（2019）在《多种酚类EDCs共存体系下去除途径及影响因素研究》文中指出酚类EDCs是一类高毒性有机污染物,被广泛应用于化工行业。自然水体中通常多种酚类物质共存,其迁移转化途径包括吸附、光降解和生物降解等,且酚类物质间的相互影响可能会对迁移转化效果产生影响。因此研究多种酚类污染物共存体系下的降解过程具有重要的实践意义。本课题以苯酚（Phonel）、双酚A（BPA）和2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）为研究对象,研究水体中混合酚类EDCs的吸附、光降解和生物降解过程,通过探讨不同因素对降解过程的影响,进而分析酚类EDCs的迁移转化规律,并研究不同降解途径所占的比例。取得成果如下:（1）皂河沉积物对水体中酚类的吸附行为研究:三种酚之间存在竞争吸附,皂河沉积物对三种酚类物质的吸附能力大小为:BPA>2,4-DCP>Phonel。酚类污染物吸附过程符合准二级动力学模型,R2>0.9。吸附等温实验表明:苯酚、双酚A和2,4-二氯苯的等温吸附过程符合Freundlich模型,说明沉积物表面的空隙和官能团分布是非均匀的,其吸附过程同时包含物理吸附与化学吸附。影响因素研究结果表明,在一定的浓度范围内,沉积物对酚类污染物的吸附量随初始浓度增大而增大。pH直接影响酚类物质的离子化程度,酸性条件利于共存体系下酚类的吸附。温度对三种酚的影响均较小。（2）通过酚类EDCs的光降解实验研究发现,波长是影响光降解的首要因素,共存体系下酚类物质的光降解相互影响。本实验范围内,18W紫外灯光照结果最佳,光照150min后苯酚、双酚A和2,4-二氯苯酚的降解率分别可达34.43%、49.72%和86.81%。降解率随着光强的增加有一定程度的增加。波长与光强不变,各影响因子对光降解的影响与因子强度、酚类的结构和自身携带基团等均有关联性。初始浓度的增加均会导致酚类污染物的降解率和降解速度降低。酸性条件利于苯酚光降解,双酚A和2,4-二氯苯酚在碱性条件下的降解效果和降解速率较高。Fe3+和Cl-对双酚A表现为促进作用,对2,4-二氯苯酚表现为抑制作用。腐殖酸对酚类物质的光降解影响过程较复杂,存在双重作用。（3）通过酚类物质生物降解研究得出,酚类的生物降解率较低,一般为1%4%。能降解酚类污染物的微生物生长繁殖的最佳温度约为30℃,微生物适宜在中性条件下生存,这是因为温度和pH过低或过高均会使微生物失活或细胞破裂。酚类物质的挥发、自氧化等过程均比较弱。（4）静态模拟酚类EDCs迁移转化过程得到苯酚、双酚A和2,4-二氯苯酚的总去除率分别为13.93%、97.77%和76.12%。其中,吸附过程是迁移转化过程的主要途径,三种酚类的吸附贡献量均超过75%。
余梅[10]（2016）在《氯苯类化合物在低渗透粘性土介质中的迁移规律研究》文中指出随着工业的发展,不易溶于水的重非水相流体DNAPL （Dense Non-Aqueous Phase Liquid, DNAPL）对地下水和土壤的污染日益严峻,已成为近20多年来国际科学界的研究热点,但我国对这方面的研究相对滞后,可见的研究报道较少。氯苯类化合物作为一种典型的DNAPL,其污染在环境中普遍存在,尤其在工业区,因而研究其在土壤／沉积物中的运移规律具有重要意义。因此,本文以GD化工厂作为研究区,在综合分析已有资料和研究成果的基础上,首先通过水文地质调查、土壤／沉积物样品的采集和测试,分析了研究区土壤/沉积物中氯苯类化合物的空间分布特征,探讨了土壤/沉积物含水率及有机质含量对其分布的影响；以1,4-二氯苯和1,2,4-三氯苯为代表性氯苯类化合物,通过室内静态吸附实验,研究了粉质粘土吸附氯苯类化合物的动力学、热力学规律,并探讨了pH、温度对吸附的影响；以氯苯、1,4-二氯苯和1,2,4-三氯苯为例,通过室内土柱实验,研究了氯苯类化合物在低渗透粘性土介质中的迁移规律；最后以氯苯为例,通过建立氯苯类化合物在低渗透粘性土介质中的迁移模型,用数值方法探讨了氯苯类化合物在低渗透粘性土介质中的迁移规律,并讨论了氯苯渗透速率和介质渗透性对均质条件下氯苯迁移的影响。本文主要的研究内容和结果概述如下：1.通过GD化工厂退役场地氯苯类化合物生产区域的土壤/沉积物中氯苯类化合物污染特征分析,揭示了氯苯类化合物能够在粘性土介质中迁移至较深深度。共在研究区内设置36个土壤/沉积物取样点位和2个地下水监测井（S16、S35）,获得161个土壤/沉积物样品,最深土壤/沉积物取样深度为20 m。发现：研究区土壤/沉积物和浅层地下水（赋存于杂填土中的上层滞水）受到了氯苯类化合物的污染,土壤/沉积物中氯苯、1,2-二氯苯、1,3-二氯苯、1,4-二氯苯、1,2,4-三氯苯、1,2,3-三氯苯最高浓度分别为：6420mg/kg、1160mg/kg、119mg/kg、1950 mg/kg、9.72 mg/kg、6.11 mg/kg;S16、S35点浅层地下水中氯苯类化合物检出浓度最大值依次为：氯苯（21700μg/L）、1,4-二氯苯（1610μg/L）、1,2-二氯苯（982μg/L）、1,3-二氯苯（58μg/L）、1,2,4-三氯苯（10μg/L）、1,2,3-三氯苯（8.2μg/L）。高浓度氯苯类化合物主要集中在氯苯生产车间周边,土壤／沉积物中氯苯类化合物的主要来源为氯苯类化合物的直接泄漏和爆炸事故。工厂生产时,污染物的释放呈间歇性、分批次、似活塞式地在土壤／沉积物中迁移扩散,导致同一点位同一种氯苯类化合物的浓度在纵向剖面上的有多处峰值,这与多次污染物输入、污染物分批次下渗有关。土壤/沉积物中氯苯类化合物总量∑CBs与土壤/沉积物有机质含量、土壤/沉积物含水率之间不存在皮尔森相关性,这与文献报道中浅层耕作土中吸附氯苯类化合物的规律不一致。2. 通过氯苯类化合物在低渗透粘性土介质中的吸附实验,揭露了粉质粘土的吸附作用对氯苯类化合物的迁移影响较小。在室内开展静态吸附实验,气相色谱法测定,研究了1,4-二氯苯和1,2,4-三氯苯在粉质粘土上的吸附行为,包括吸附动力学和吸附等温线。同时探讨了pH和温度对粉质粘土中1,4-二氯苯和1,2,4-三氯苯吸附行为的影响。发现：1,4-二氯苯和1,2,4-三氯苯在12 h达到吸附平衡,最大吸附量分别为：0.95mg/kg、1.23mg/kg。粉质粘土中1,4-二氯苯和1,2,4-三氯苯的吸附过程均能很好的用二级吸附动力学方程描述。线性等温吸附模型可以很好的描述1,4-二氯苯、1,2,4-三氯苯浓度小于15 mg/L的吸附过程。分配系数Kd的大小顺序为：1,4二氯苯<1,2,4-三氯苯。pH对粉质粘土吸附1,4-二氯苯和1,2,4-三氯苯的影响：酸性和碱性环境都会增加沉积物吸附氯苯类化合物的能力。温度对粉质粘土吸附1,4-二氯苯和1,2,4-三氯苯的影响：当处于常温时,如20,25,30℃,平衡吸附量基本没有变化。而当温度升高到35,40℃时,平衡吸附量略微有所降低。3.通过土柱中氯苯类化合物迁移规律研究,证明了氯苯类化合物的重力作用是其迁移的主要动力。室内开展氯苯、1,4-二氯苯、1,2,4-三氯苯在饱和粉质粘土中的渗滤实验和原状粘性土介质中的迁移实验,探讨了氯苯类化合物在低渗透介质中的迁移规律。发现：氯苯的渗滤土柱实验表明：0-1469 min（总用时1469 min）,流出液中未能检测到氯苯；1469-1672 min（总用时203 min,时间相对较短）,流出液中氯苯和水共存；1672-2506 min,流出液中无水。氯苯向下迁移时推动处于下方的水分子一起向下迁移。15% 1,4-二氯苯和85%二氯甲烷混合液的渗滤土柱实验表明：0-534 min（总用时534 min）,流出液中15%1,4-二氯苯和85%二氯甲烷未检出；534-921 min,流出液中15%1,4-二氯苯和85%二氯甲烷混合液与水共存。混合液在向下迁移时,同时存在着推动处于下方的水分子一起向下迁移和挤掉孔隙中水分子而独自向下迁移两个过程。1,2,4-三氯苯的渗滤土柱实验表明：0-67 min（总用时67 min,时间相对较短）,淋出液中1,2,4-三氯苯未检出；67-676 min,流出液中1,2,4-三氯苯与水共存。重力作用对1,2,4-三氯苯的的迁移影响较大,1,2,4-三氯苯在向下迁移的过程中会挤掉孔隙中水而优先向下运移,形成优先通道。1,2,4-三氯苯在优先通道中向下运移的过程中又会携带部分水分,因而土柱中水分的减少比较缓慢。氯苯类化合物在土柱中迁移的速度与其密度大小有关,其先后顺序为氯苯<15%1,4-二氯苯+85%二氯甲烷<1,2,4-三氯苯。穿透实验后,氯苯、15%1,4-二氯苯+85%二氯甲烷在沉积物中均匀分布,而1,2,4-三氯苯在沉积物中分布不均匀。柱子底部石英砂中氯苯类化合物的含量远大于粉质粘土中氯苯类化合物的含量。氯苯类化合物经过21小时的泄漏和2天的再分布后,其在沉积物中的分布可以分为两个阶段：含量区别较小的饱和阶段和含量降低阶段。在原状土柱中的迁移速率大小顺序为：1,2,4-三氯苯>15%1,4-二氯苯>氯苯。4. 由氯苯类化合物的迁移模拟实验可知,氯苯类化合物的泄漏速率和介质的渗透性是影响氯苯类化合物在土壤/沉积物中迁移的主要因素。运用GMS软件中的UTCHEM模块,在室内土柱实验的基础上,建立了低渗透介质中氯苯的迁移模型,探讨了氯苯在低渗透介质中的迁移规律,并讨论了均质条件下氯苯泄漏速率和土壤／沉积物渗透性对氯苯迁移的影响。发现：在低渗透介质中,随着氯苯泄漏时间的延长,介质中氯苯迁移深度、扩散范围及氯苯最大饱和度均增大。氯苯泄漏停止后,氯苯继续向下运移,氯苯迁移深度和扩散范围增大,但介质中氯苯最大饱和度会降低。在低渗透介质中,氯苯泄漏阶段,氯苯迁移速率较快,但当泄漏停止后,氯苯主要进行横向上的扩散。经过较长时间的运移后,氯苯会到达隔水层的顶部,并聚积在其上。氯苯泄漏速率对迁移的影响：在泄漏总量一定的情形下,泄漏结束时,泄漏速率越小,系统中的最大氯苯饱和度越小,但是氯苯纵向迁移深度和横向扩散范围越大；当泄漏时间和再分配时间总和一定且氯苯泄漏量相同时,泄漏速率越小,介质中氯苯最大饱和度越大。介质的渗透性对氯苯迁移的影响：当氯苯泄漏速率和泄漏时间相同,泄漏停止时,介质的渗透性越好,氯苯的迁移深度和污染范围也越大,但介质中氯苯最大饱和度越小。当介质的渗透性较好时,经过较短的时间,氯苯可以穿过饱和介质,到达隔水边界上方,并聚积在其上。但当介质的渗透性较差时,氯苯要经过长时间的迁移才能够到达隔水层上方。本文的创新点体现在：（1）通过污染场地研究,揭示了氯苯类化合物能够在粘性土介质中迁移至较深深度。（2）开展土柱实验和DNAPL迁移模拟实验研究,证明了氯苯类化合物在低渗透介质中也是可以迁移的,丰富了氯苯类化合物在地质环境的迁移规律理论。
二、二氯苯在土壤中的迁移行为和生物降解（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、二氯苯在土壤中的迁移行为和生物降解（论文提纲范文）
（1）土壤中微塑料的来源、赋存特征及迁移行为（论文提纲范文）
| 1 土壤中微塑料的来源及赋存特征 |
| 1.1 土壤中微塑料的来源 |
| 1.1.1 农业生产 |
| 1.1.2 生活污水排放 |
| 1.1.3 大气沉降 |
| 1.2 土壤中微塑料的赋存特征 |
| 2 微塑料在土壤中的迁移 |
| 2.1 微塑料与土壤典型污染物的相互作用 |
| 2.1.1 微塑料与有机污染物的相互作用 |
| 2.1.2 微塑料与重金属的相互作用 |
| 2.2 微塑料在土壤中迁移的影响因素 |
| 2.2.1 土壤离子强度 |
| 2.2.2 土壤酸碱度 |
| 2.2.3 其他因素 |
| 3 结论与展望 |
| (1)微塑料在土壤中的迁移机制研究。 |
| (2)控制土壤中微塑料迁移的研究。 |
| (3)实际土壤中微塑料迁移的研究。 |
（2）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 |
（3）生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 阿特拉津的特性与环境行为 |
| 1.1.1 阿特拉津的性质及使用情况 |
| 1.1.2 阿特拉津的环境影响及生物毒性 |
| 1.1.3 土壤中阿特拉津的修复措施 |
| 1.1.4 阿特拉津在土壤中的环境行为 |
| 1.1.5 影响阿特拉津在土壤中环境行为的因素 |
| 1.2 不同粒径土壤组分的特性及对有机污染物环境行为和赋存形态的影响 |
| 1.2.1 土壤组分的分级及方法 |
| 1.2.2 土壤不同粒径组分的理化特性 |
| 1.2.3 土壤不同粒径组分微生物特征 |
| 1.2.4 有机污染物在不同土壤粒径组分中的环境行为 |
| 1.2.5 有机污染物在不同土壤粒径组分中的赋存形态 |
| 1.3 生物质炭的特性及对土壤环境的影响 |
| 1.3.1 生物质炭来源和特性 |
| 1.3.2 生物质炭对土壤理化性质的影响 |
| 1.3.3 生物质炭对土壤微生物的影响 |
| 1.4 生物质炭对有机污染物在土壤中环境效应的影响 |
| 1.4.1 生物质炭影响土壤中有机污染物的吸附 |
| 1.4.2 生物质炭影响土壤中有机污染物的消解 |
| 1.5 生物质炭影响有机污染物消解的生物化学机制研究进展 |
| 1.5.1 生物质炭影响有机污染物消解的微生物学机制研究进展 |
| 1.5.2 生物质炭影响有机污染物消解的物理化学机制的研究进展 |
| 1.6 研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 生物质炭对阿特拉津在土壤不同粒径组分的分布及消解的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 测定指标及方法 |
| 2.2 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 生物质炭对阿特拉津污染土壤不同粒径组分含量的影响 |
| 2.3.2 生物质炭对阿特拉津污染土壤及不同粒径组分理化性质的影响 |
| 2.3.3 生物质炭对土壤阿特拉津消解的影响 |
| 2.3.4 生物质炭对阿特拉津在未灭菌土壤不同粒径组分中分布和消解的影响 |
| 2.3.5 生物质炭对阿特拉津在灭菌土壤不同粒径组分中分布和残留的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 土壤不同粒径组分质量占比对阿特拉津消解的影响 |
| 2.4.2 生物质炭对土壤不同粒径组分阿特拉津赋存形态和分布的影响 |
| 2.4.3 生物质炭对土壤阿特拉津消解的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定指标和方法 |
| 3.2 分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 生物质炭老化对土壤理化性质的影响 |
| 3.3.2 生物质炭老化对土壤吸附阿特拉津的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 生物质炭影响土壤吸附阿特拉津的机制 |
| 3.4.2 生物质炭影响土壤阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物多样性和群落结构的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 土壤中阿特拉津消解试验 |
| 4.1.3 测定指标和方法 |
| 4.2 数据处理 |
| 4.2.1 Biolog数据处理 |
| 4.2.2 高通量测序数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 低浓度阿特拉津污染土壤微生物活性和群落对生物质炭的响应 |
| 4.3.2 高浓度阿特拉津污染土壤细菌多样性和群落结构对生物质炭的响应 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 阿特拉津对土壤中微生物的影响 |
| 4.4.2 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试剂与仪器 |
| 5.1.2 土壤中阿特拉津消解试验 |
| 5.1.3 土壤微生物群落的测定 |
| 5.2 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 低浓度阿特拉津污染土壤细菌与阿特拉津消解的关系 |
| 5.3.2 高浓度阿特拉津污染土壤细菌与阿特拉津消解的关系 |
| 5.3.3 生物质炭作用下土壤细菌群落的交互作用 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 生物质炭影响土壤低浓度阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.4.2 生物质炭影响土壤高浓度阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 生物质炭对阿特拉津在土壤不同粒径组分的分布及消解的影响 |
| 6.1.2 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 6.1.3 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物多样性和群落结构的影响 |
| 6.1.4 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（4）土着菌群和蚯蚓肠道菌群协同抵御有机氯农药毒害机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机氯农药性质及污染土壤现状 |
| 1.1.1 有机氯农药种类 |
| 1.1.2 有机氯农药的特性 |
| 1.1.3 污染土壤中有机氯农药浓度限值 |
| 1.1.4 有机氯农药污染土壤现状 |
| 1.1.5 我国有机氯农药污染农田土壤现状 |
| 1.1.6 我国有机氯农药污染场地土壤现状 |
| 1.2 土着菌群和蚯蚓肠道菌群在有机氯农药污染土壤中的应用 |
| 1.2.1 蚯蚓肠道菌群组成 |
| 1.2.2 土着菌群和蚯蚓肠道菌群组成差异 |
| 1.2.3 土着菌群在有机氯农药污染土壤中的应用 |
| 1.2.4 蚯蚓肠道菌群在有机氯农药污染土壤中的应用 |
| 1.2.5 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的环境意义 |
| 1.3 研究目的、内容、意义和技术路线 |
| 1.3.1 研究目的、内容及意义 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 蚯蚓肠道和土着菌群共享核心种群协同抵抗氯丹胁迫研究 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 实验用土壤和蚯蚓 |
| 2.1.2 实验步骤 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的结构组成分析 |
| 2.2.2 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的功能路径预测 |
| 2.2.3 核心物种的筛选 |
| 2.2.4 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的网络分析及验证 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 氯丹胁迫下蚯蚓肠道菌群和土着菌群的协同演变过程 |
| 2.3.2 蚯蚓肠道菌群和土着菌群互作网络分析 |
| 2.3.3 核心物种的筛选和分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的毒性分担联盟对抗硝基氯苯胁迫 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 实验用土壤和蚯蚓 |
| 3.1.2 实验步骤 |
| 3.2 毒害分担模型 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 土着菌群与蚯蚓肠道菌群的物种和基因传递过程 |
| 3.3.2 微生物群落之间的互作网络连通性 |
| 3.3.3 蚯蚓肠道菌群毒性分担模型 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 菌群通过物种和基因交流应对农药胁迫 |
| 3.4.2 菌群的紧密互作关系是土壤动态平衡的基础 |
| 3.4.3 蚯蚓肠道菌群的基因调节功能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 1 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（5）新型复合氧化剂在石油污染场地修复的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 国内外石油类污染土壤及污染物现状 |
| 1.1.1 石油类污染土壤现状 |
| 1.1.2 石油类污染物分类 |
| 1.1.3 石油类污染物的危害 |
| 1.2 石油类污染土壤修复技术现状 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 生物修复技术 |
| 1.2.3 化学修复技术 |
| 1.3 化学修复常用氧化剂及机理概述 |
| 1.3.1 过氧化氢 |
| 1.3.2 高锰酸钾 |
| 1.3.3 过硫酸钠 |
| 1.3.4 高铁酸钠 |
| 1.4 选题依据及研究内容 |
| 1.4.1 研究依据及意义 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 可行性分析 |
| 1.4.5 技术路线 |
| 1.4.6 课题创新点 |
| 第2章 研究区域概况 |
| 2.1 污染场地水文地质概况 |
| 2.1.1 地形地貌及气象特征 |
| 2.1.2 土壤特征 |
| 2.2 污染场地调查 |
| 2.2.1 土壤基础性质测定 |
| 2.2.2 污染物分布及测定 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 修复TPH污染土壤的化学氧化剂研究 |
| 3.1 氧化剂筛选 |
| 3.1.1 实验仪器与试剂 |
| 3.1.2 不同氧化剂剂量及不同污染浓度土壤实验 |
| 3.1.3 不同氧化剂反应动力学研究 |
| 3.2 高铁酸钠稳定性研究 |
| 3.2.1 实验方法 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.3 强化高铁酸钠去除TPH研究 |
| 3.3.1 实验方法 |
| 3.3.2 结果与讨论 |
| 3.4 过硫酸钠强化高铁酸钠去除TPH研究 |
| 3.4.1 实验方法 |
| 3.4.2 结果与讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 化学修复TPH污染土壤装置模拟实验 |
| 4.1 实验装置与材料 |
| 4.2 高压注射参数模拟及实验 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.2 有效注射范围测量 |
| 4.2.3 CFD数值模拟与分析 |
| 4.2.4 TPH处理效果研究 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 化学修复TPH污染土壤现场实验 |
| 5.1 工程概况 |
| 5.1.1 修复方案 |
| 5.1.2 实验设备 |
| 5.2 高压旋喷影响因素优化响应面实验 |
| 5.3 CFD数值模拟与分析 |
| 5.4 模拟数据与现场实测数据对比分析 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（6）农业废弃物强化微生物处理有机氯农药污染的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 有机氯农药 |
| 1.1.1 我国有机氯农药污染现状 |
| 1.1.2 有机氯农药的危害 |
| 1.2 有机氯农药处理技术 |
| 1.2.1 有机氯农药污染的物理化学处理技术 |
| 1.2.2 有机氯农药污染的植物处理技术 |
| 1.2.3 有机氯农药污染的微生物降解原理 |
| 1.3 有机氯农药污染的生物强化技术 |
| 1.4 有机氯农药污染的生物刺激技术 |
| 1.5 研究意义、研究内容、技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 农业废弃物对有机氯农药的去除效果研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料和药剂 |
| 2.2.2 三种有机氯农药的测定方法 |
| 2.2.3 动力学试验 |
| 2.2.4 不同pH对吸附的影响 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 林丹(γ-HCH)的去除动力学试验 |
| 2.3.2 有机氯农药1,2-二氯苯的去除动力学试验 |
| 2.3.3 有机氯农药2,4-DCP的去除动力学试验 |
| 2.3.4 不同pH对农业废弃物吸附有机氯农药的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 黄孢原毛平革菌对2,4-二氯苯酚的降解性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 化学试剂 |
| 3.2.2 微生物试验方法 |
| 3.2.3 测2,4-DCP方法 |
| 3.2.4 Fe-ZSM-5 的合成与表征 |
| 3.2.5 条件优化试验 |
| 3.2.6 探究不同浓度柠檬酸铁的影响 |
| 3.2.7 探究不同外加物质对微生物降解的影响 |
| 3.3 试验结果与讨论 |
| 3.3.1 条件优化试验 |
| 3.3.2 柠檬酸铁对黄孢原毛平革菌降解2,4-DCP的影响 |
| 3.3.3 外加物质对微生物降解的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 木屑联合黄孢原毛平革菌对2,4-二氯苯酚降解性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 碳源对微生物降解2,4-DCP的影响 |
| 4.2.2 碳源对微生物降解2,4-DCP过程产小分子酸的色谱条件 |
| 4.2.3 降解产物测定 |
| 4.2.4 微生物降解2,4-DCP过程酶活情况 |
| 4.2.5 微生物降解2,4-DCP过程转录组分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 碳源对黄孢原毛平革菌降解2,4-DCP的影响 |
| 4.3.2 碳源对微生物产小分子酸与微生物酶的影响 |
| 4.3.3 产物鉴定及2,4-DCP降解路径分析 |
| 4.3.4 碳源对微生物转录组学分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 各组显着差异相关水解、氧化酶基因列表 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（7）流化床锅炉协同处置固体废物典型污染物释放特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国固体废物现状及危害特性 |
| 1.1.2 抗生素菌渣固体废物特性及处置技术 |
| 1.1.3 工业窑炉协同处置固体废物技术 |
| 1.1.4 流化床锅炉协同处置固体废物技术 |
| 1.2 研究意义与目的 |
| 1.3 创新性 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 第二章 模拟条件下重金属挥发特性试验研究 |
| 2.1 模拟试验方案 |
| 2.1.1 试验样品配置与试验工况 |
| 2.1.2 试验仪器与试剂 |
| 2.1.3 试验步骤 |
| 2.2 试验结果与分析 |
| 2.2.1 模拟条件下Pb的挥发特性 |
| 2.2.2 模拟条件下Cd的挥发特性 |
| 2.2.3 模拟条件下Zn的挥发特性 |
| 2.2.4 模拟条件下As的挥发特性 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 模拟条件下有机污染物热降解试验研究 |
| 3.1 模拟试验方案 |
| 3.1.1 试验样品配置与试验工况 |
| 3.1.2 试验装置与仪器 |
| 3.1.3 试验步骤 |
| 3.2 试验结果与分析 |
| 3.2.1 模拟条件下苯的热降解特性 |
| 3.2.2 模拟条件下对二氯苯的热降解特性 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 流化床锅炉协同处置固体废物工程试验研究 |
| 4.1 工程试验概况 |
| 4.2 工程试验方案 |
| 4.2.1 试验工况设置 |
| 4.2.2 试验操作程序 |
| 4.2.3 采样及分析方法 |
| 4.3 试验结果与分析 |
| 4.3.1 协同处置对流化床锅炉正常运行的影响 |
| 4.3.2 协同处置过程典型污染物释放特征 |
| 4.3.3 协同处置过程重金属分配规律 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的论文和取得的学术成果 |
（8）我国农田土壤典型挥发性有机物的测定及其残留特征分析（论文提纲范文）
| 基金资助 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 挥发性有机物简介 |
| 1.1.1 挥发性有机物的定义 |
| 1.1.2 挥发性有机物的来源 |
| 1.2 挥发性有机物生态及健康风险 |
| 1.2.1 挥发性有机物的生态风险 |
| 1.2.2 挥发性有机物的健康风险 |
| 1.3 土壤挥发性有机物研究现状 |
| 1.3.1 土壤典型挥发性有机物 |
| 1.3.2 典型挥发性有机物在土壤中的环境行为 |
| 1.4 研究目的、意义、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与实验方法 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.1.1 表层土壤样品的采集 |
| 2.1.2 土柱样品采集 |
| 2.2 试剂与仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 样品处理与仪器分析 |
| 2.3.1 样品前处理 |
| 2.3.2 仪器参数优化 |
| 2.3.3 仪器分析 |
| 2.4 质量保证与质量控制 |
| 2.4.1 实验过程控制 |
| 2.4.2 标准曲线的绘制及相关性 |
| 2.5 理化性质分析 |
| 2.5.1 土壤有机质含量的测定 |
| 2.5.2 土壤pH的测定 |
| 2.6 健康风险评价模型 |
| 2.6.1 土壤挥发性有机物的非致癌风险 |
| 2.6.2 土壤挥发性有机物的致癌风险 |
| 2.7 数据分析 |
| 第三章 我国农田土壤中苯系物的残留特征及健康风险 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 农田表层土壤中苯系物的残留水平 |
| 3.2.2 农田表层土壤中苯系物的分布特征 |
| 3.2.3 影响农田表层土壤中苯系物残留分布的环境因素 |
| 3.2.4 农田土壤中苯系物的垂直分布特征 |
| 3.2.5 农田土壤中苯系物的生态健康风险评价 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 我国农田土壤中卤代烃的残留特征及健康风险 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 我国农田土壤中卤代烃的残留水平 |
| 4.2.2 我国农田土壤中卤代烃的分布特征 |
| 4.2.3 影响农田表层土壤中卤代烃残留分布的环境因素 |
| 4.2.4 农田土壤中卤代烃的来源解析 |
| 4.2.5 农田土壤中卤代烃的生态健康风险评价 |
| 4.3 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 |
| 硕士期间发表论文 |
（9）多种酚类EDCs共存体系下去除途径及影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及背景 |
| 1.2 酚类EDCs的概述 |
| 1.2.1 酚类EDCs的来源和危害 |
| 1.2.2 酚类EDCs的性质 |
| 1.2.3 酚类EDCs的污染现状 |
| 1.3 酚类EDCs迁移转化研究进展 |
| 1.3.1 酚类EDCs吸附研究进展 |
| 1.3.2 酚类EDCs光降解研究进展 |
| 1.3.3 酚类EDCs生物降解及挥发研究进展 |
| 1.4 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.4.1 课题研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与材料 |
| 2.2 主要溶液配制 |
| 2.3 样品采集及预处理 |
| 2.3.1 样品采集 |
| 2.3.2 预处理 |
| 2.4 实验设计 |
| 2.4.1 吸附实验设计 |
| 2.4.2 光降解实验设计 |
| 2.4.3 生物降解实验设计 |
| 2.4.4 酚类EDCs不同迁移转化途径占比实验设计 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 酚类内分泌干扰物测定方法 |
| 2.5.2 标准曲线图 |
| 第三章 沉积物对水体中酚类EDCs的吸附研究 |
| 3.1 沉积物对酚类EDCs吸附的动力学研究 |
| 3.1.1 吸附动力学模型简介 |
| 3.1.2 沉积物对酚类EDCs吸附动力学特征 |
| 3.2 沉积物对酚类EDCs吸附等温特性研究 |
| 3.2.1 吸附等温模型简介 |
| 3.2.2 沉积物对酚类EDCs吸附等温线特征 |
| 3.3 单因素对沉积物吸附酚类EDCs的影响 |
| 3.3.1 初始浓度对沉积物吸附酚类EDCs的影响 |
| 3.3.2 pH对沉积物吸附酚类EDCs的影响 |
| 3.3.3 温度对沉积物吸附酚类EDCs的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 水体中酚类EDCs的光降解研究 |
| 4.1 不同光源对酚类EDCs降解的影响 |
| 4.1.1 光源波长对酚类EDCs光降解的影响 |
| 4.1.2 光照强度对酚类EDCs光降解的影响 |
| 4.2 环境因子对酚类EDCs光降解的影响 |
| 4.2.1 初始浓度对酚类EDCs光降解的影响 |
| 4.2.2 pH值对酚类EDCs光降解的影响 |
| 4.2.3 温度对酚类EDCs光降解的影响 |
| 4.2.4 常见阴阳离子对酚类EDCs光降解的影响 |
| 4.2.5 腐殖酸对酚类EDCs光降解的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 水体中酚类EDCs的生物降解研究 |
| 5.1 酚类EDCs生物去除途径影响因素研究 |
| 5.1.1 温度对酚类EDCs生物降解途径的影响 |
| 5.1.2 pH值对酚类EDCs生物降解途径的影响 |
| 5.2 酚类EDCs挥发特性 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 水体中酚类EDCs迁移转化途径及去除效率分析 |
| 6.1 水体中酚类EDCs去除效率分析 |
| 6.2 酚类EDCs迁移转化途径比例 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 建议与不足 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（10）氯苯类化合物在低渗透粘性土介质中的迁移规律研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据 |
| 1.2 氯苯类化合物简介 |
| 1.2.1 氯苯类化合物特性概要 |
| 1.2.2 氯苯类化合物在环境中的分布 |
| 1.2.3 氯苯类化合物的毒理特征 |
| 1.2.4 氯苯类化合物对人体健康和生态环境的影响 |
| 1.2.5 氯苯类化合物在环境中的控制值 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 氯苯类化合物进入土壤后的迁移行为 |
| 1.3.2 土壤中氯苯类化合物的微生物降解特性 |
| 1.3.3 室内实验模拟系统 |
| 1.3.4 DNAPL迁移的数值模拟 |
| 1.3.5 存在的不足与发展趋势 |
| 1.4 研究内容和研究思路 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 1.4.3 拟解决的关键问题 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 场地自然环境现状 |
| 2.1.1 地理位置概况 |
| 2.1.2 气候概况 |
| 2.1.3 水文概况 |
| 2.2 地质与水文地质概况 |
| 2.2.1 地形地貌 |
| 2.2.2 地层岩性 |
| 2.2.3 水文地质概况 |
| 2.3 水文地质参数的获取 |
| 2.3.1 监测井的布设 |
| 2.3.2 抽水试验 |
| 2.3.3 水文地质参数的计算 |
| 第三章 研究区土壤/沉积物中氯苯类化合物污染特征分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 土壤/沉积物样品的采集 |
| 3.1.2 地下水样品的采集 |
| 3.1.3 样品的测试 |
| 3.2 地下水和土壤/沉积物中氯苯类化合物污染特征分析 |
| 3.2.1 地下水中氯苯类化合物浓度分析 |
| 3.2.2 土壤/沉积物中氯苯类化合物的污染范围和水平分布特征 |
| 3.2.3 土壤/沉积物中氯苯类化合物纵向分布特征 |
| 3.3 土壤/沉积物中氯苯类化合物迁移的影响因素分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 氯苯类化合物在低渗透粘性土介质中的吸附研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 主要仪器与材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 测试方法 |
| 4.2 吸附动力学实验 |
| 4.2.1 吸附平衡时间的确定 |
| 4.2.2 吸附动力学模型拟合 |
| 4.3 吸附热力学实验 |
| 4.4 影响因素实验 |
| 4.4.1 pH对粉质粘土吸附氯苯类化合物的影响 |
| 4.4.2 温度对粉质粘土吸附氯苯类化合物的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 粘性土介质中氯苯类化合物迁移规律研究 |
| 5.1 饱和条件下氯苯类化合物的渗滤实验 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 仪器与装置 |
| 5.1.3 土柱填土 |
| 5.1.4 弥散实验 |
| 5.1.5 饱和条件下氯苯类化合物-水的渗透迁移 |
| 5.1.6 质量守恒 |
| 5.1.7 淋滤后土柱中氯苯类化合物的含量 |
| 5.2 原状土柱中氯苯类化合物的迁移 |
| 5.2.1 原状土柱的取样 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 原状土柱中氯苯类化合物的迁移入渗规律 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 DNAPL(氯苯)的迁移模拟 |
| 6.1 UTCHEM模型简介 |
| 6.2 氯苯在低渗透介质中迁移模拟 |
| 6.2.1 模型的基本假设 |
| 6.2.2 模型的建立 |
| 6.2.3 氯苯的迁移模拟结果 |
| 6.3 均质条件下泄漏速率对氯苯迁移的影响 |
| 6.4 均质条件下介质渗透性对氯苯迁移的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 不足和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
四、二氯苯在土壤中的迁移行为和生物降解（论文参考文献）
- [1]土壤中微塑料的来源、赋存特征及迁移行为[J]. 桑文静,王晓霞,王夏妹,肖璐睿,许士洪,李登新. 生态与农村环境学报, 2021(11)
- [2]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)
- [3]生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制[D]. 黄河. 广西大学, 2021(01)
- [4]土着菌群和蚯蚓肠道菌群协同抵御有机氯农药毒害机制[D]. 朱国繁. 合肥工业大学, 2021
- [5]新型复合氧化剂在石油污染场地修复的应用研究[D]. 董万涛. 兰州理工大学, 2021(01)
- [6]农业废弃物强化微生物处理有机氯农药污染的研究[D]. 赵元添. 兰州交通大学, 2021(02)
- [7]流化床锅炉协同处置固体废物典型污染物释放特征研究[D]. 谭子其. 重庆交通大学, 2020(01)
- [8]我国农田土壤典型挥发性有机物的测定及其残留特征分析[D]. 林欣萌. 浙江大学, 2020(02)
- [9]多种酚类EDCs共存体系下去除途径及影响因素研究[D]. 孟建昊. 长安大学, 2019(01)
- [10]氯苯类化合物在低渗透粘性土介质中的迁移规律研究[D]. 余梅. 中国地质大学, 2016(02)