一、Salt-Water Dynamics in Soils: II. Effect of Precipitation on Salt-Water Dynamics（论文文献综述）
刘洋,刘正豪,吴兴,覃朗,武雨纯,张朝琳,赵振兴,周翔,邹永廖[1]（2021）在《火星的水环境演化》文中指出火星是太阳系中早期演化历史与地球非常相似的一颗行星,为了解火星的古气候环境以及火星是否存在过生命,火星的水环境历史一直是人们研究的热点问题。本文从火星历史上水对火星表面的改造痕迹介绍了水在火星演化过程中扮演的重要角色。水流、冰川、古湖泊与古海洋等与火星表面地形地貌演化以及矿物岩石形成与迁移过程等密切相关,它们的发育与消失受到火星古气候变迁的影响。关于火星古气候是暖湿还是干冷的问题一直存在争议,但是可以确定至少有短暂且持续的暖湿时期提供了水的活动条件。现今的火星表面寒冷干旱,但是火星的地下储存了冰层甚至可能有地下湖泊。随着近年来火星探测任务越来越频繁,人们将会在火星水演化历史上有更多新的发现。
苏昊[2]（2021）在《稀土（镧离子）对短程硝化和厌氧氨氧化过程的影响及机制》文中指出离子型稀土开采过程中使用了大量硫酸铵作为浸矿剂,这导致废弃稀土矿中产生了大量含稀土元素的矿山氨氮废水。目前稀土矿山废水处理中广泛应用的硝化/反硝化工艺面临脱氮效率不足和运行成本高昂的问题,迫切需要研发新型高效节能生物脱氮工艺。短程硝化/厌氧氨氧化工艺被认为是目前最具前景的生物脱氮工艺。考虑到废水中稀土对生物氮转化过程的潜在影响,本研究着重探究了稀土（镧离子）对短程硝化和厌氧氨氧化过程的影响及作用机制。本研究的主要结论如下:（1）研发了一种新型pH-DO控制策略。应用此策略,15天内实现了短程硝化的快速启动,长期运行阶段（58天）的亚硝酸盐积累率（NAR）和氨氮去除率（ANR）分别为97.33%±0.5%和97.76%±1.1%。降低进水氨氮后NAR和ANR基本维持不变表明此策略下工艺能够抵抗波动水质的冲击。细菌竞争动力学分析证实了此策略对功能菌AOB的高效富集和对竞争菌的选择性淘汰。（2）采用批量实验确定了稀土元素（La（Ⅲ））对短程硝化过程的短期影响及其作用机制。实验结果表明进水La（Ⅲ）高于20 mg/L时氨氧化速率（AOR）开始受到显着抑制。电感耦合等离子光谱（ICP）、污泥形貌和能谱分析证实La（Ⅲ）对AOB的毒性机制主要为限制氨氧化过程相关酶的合成、破坏EPS原有功能和抑制功能菌生长。激光共聚焦扫描显微镜（CLSM）、红外光谱（FTIR）和二维相关光谱进一步揭示了功能菌对La（Ⅲ）的抵抗机制:增强主动运输阻止La（Ⅲ）进入细胞和利用β-多糖和β-多糖-蛋白复合物将La（Ⅲ）转化为氧化镧（La203）及镧纳米颗粒。（3）通过长期影响实验探究了稀土元素（La（Ⅲ））对短程硝化过程的长期累积效应,并确定添加1～5 mg/L的La（Ⅲ）显着降低了工艺的效能参数（NAR）。三维荧光光谱（EEM）、FTIR光谱分析表明此浓度下La（Ⅲ）的长期胁迫不仅改变了胞外聚合物（EPS）组分,而且对EPS组分和关键官能团造成了不可恢复的影响。高通量测序表明0～2.5 mg/L的La（Ⅲ）同时促进了功能菌亚硝化单胞菌属和主要竞争菌硝化螺菌的生长,而且显着削弱了 pH-DO控制策略对NOB活性的抑制作用。代谢通路分析表明,细菌通过加强聚糖等生物大分子的产生来抵抗La（Ⅲ）的生物毒性。（4）通过长期影响实验探究了稀土元素（La（Ⅲ））对厌氧氨氧化过程的长期累积效应,并确定La（Ⅲ）在低于10 mg/L时对厌氧氨氧化工艺的脱氮效能（NRE）具有冲击效应,而在高于10 mg/L时会引起工艺的崩溃（NRE为24.25±0.35%）。高通量测序表明在<5 mg/L的La（Ⅲ）引起了新优势功能菌（Anammoxoglobus）的显着增加（由0.02%至9.76%）,而0.5-10 mg/L的La（Ⅲ）均抑制了原优势功能菌（Kuenenia）的生长。高于10 mg/L的La（Ⅲ）的长期胁迫显着降低了氮代谢、甲烷代谢和细菌磷酸转移酶系统等关键代谢通路基因的表达,从而引起了厌氧氨氧化细菌的大量凋亡。网络分析表明协作细菌的缺失限制了新优势功能菌的脱氮性能,La（Ⅲ）引起的丙酸盐积累是导致优势功能菌改变的主要原因。
邹浔[3]（2021）在《地下水位波动带氮素迁移转化研究》文中研究说明
肖雅文[4]（2021）在《褐煤腐植酸磺化树脂的制备及其对含铅废水中Pb2+的选择性吸附》文中研究指明
马雅倩[5]（2021）在《微咸水补灌下施氮对压砂西瓜氯吸收和分配的影响》文中研究指明
李现柯[6]（2021）在《重金属离子在赤泥上的吸附与解吸特性试验研究》文中进行了进一步梳理本文以重金属污染的治理和赤泥固体废弃物的资源化利用为背景,通过室内静态吸附试验,系统分析了单一因素对重金属离子在赤泥上的吸附特性和机理的影响,并研究了多种重金属离子混合后在赤泥上的竞争吸附特性及机理,还开展了三种重金属离子在赤泥上的解吸试验,使用两种吸附-解吸模型进行拟合,最后利用一维土柱中的渗流试验,研究了赤泥隔层对重金属运移过程的影响以及对不同重金属的截污能力的差异。所得的结论如下:（1）溶液初始pH和浓度、反应时间,赤泥剂量、温度等因素对重金属离子在赤泥上的吸附有不同程度的影响,其他条件相同时,重金属离子的脱除率随赤泥剂量、温度和pH的增加而增加。浓度为100mg/L的Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）三种重金属离子溶液,所需最佳赤泥剂量分别为1.0、1.5、2.0 g/L。Pb（Ⅱ）、Cd（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）三种重金属离子溶液初始pH分别为4.2、5.0、4.0时,重金属离子脱除率达到最佳。（2）对单一离子的吸附而言,吸附强度大小顺序为Pb（Ⅱ）>Cd（Ⅱ）>Cu（Ⅱ）;从三种离子的竞争吸附来看,竞争系统中重金属离子的吸附量均有所降低。依据分配系数,三种重金属离子的吸附优先程度为:Pb（Ⅱ）>Cd（Ⅱ）>Cu（Ⅱ）。重金属离子在赤泥上的吸附优先程度除了与重金属本身的性质相关外,还与赤泥中矿物成分（如赤铁矿、针铁矿、纤铁矿、方解石、硬水铝石、石英、软水铝石、水硅铝钙石）含量相关。（3）重金属离子浓度越大,重金属离子之间的竞争吸附效应越显着,脱除率折减系数kr越大;重金属离子脱除率折减系数kr随赤泥剂量的增大而减小,这说明增大赤泥剂量有助于提高重金属离子在竞争系统中的脱除率。（4）重金属离子的吸附-解吸存在滞回现象,吸附-解吸曲线具有明显的非线性特征,即使系统上连续施加七次稀释循环后,仍有一小部分重金属被解吸。（5）非线性吸附-解吸模型可以更好的对吸附-解吸试验进行拟合,并且可以反映温度和不同重金属离子的影响。温度增加,非线性吸附-解吸模型的吸附-解吸平衡常数也随之增加,表明升高温度可以提高吸附性能越好。三种重金属的吸附-解吸曲线的非线性程度顺序为Cu（Ⅱ）>Cd（Ⅱ）>Pb（Ⅱ）,该顺序与三种重金属离子在赤泥上的吸附强度顺序相反,重金属离子吸附能力越弱,相应的吸附-解吸曲线越接近于非线性。（6）赤泥隔层对三种重金属离子的截污能力具有较大差异性,赤泥隔层对Pb（Ⅱ）的截污能力优于Cd（Ⅱ）,对Cd（Ⅱ）的截污能力优于Cu（Ⅱ）,此顺序与赤泥对三种重金属离子的吸附顺序一致,说明赤泥隔层对三种重金属离子的截污能力受其对重金属离子的吸附能力影响。赤泥是一种比较理想的防渗材料,既可以起到防渗作用,又可以极大限度的降低了土体污染物中重金属离子含量。
李安定[7]（2021）在《海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响》文中研究指明人类活动使一些流速较缓的城市河道接纳了较多污水,导致河道水体频繁暴发水华,而藻类在生长和死亡过程中将释放大量的溶解性有机质（DOM）,对水环境理化性质产生影响,进而影响水体中的重金属等污染物浓度。目前,对水华暴发的研究主要针对湖库以及近岸海域等营养盐汇集区域,而对营养盐迁移转化的通道-河流水华暴发的研究相对较少。本研究以北方典型缓滞流型河道-海河干流为研究对象,通过野外调查、模型模拟以及室内试验,研究河道水华暴发特征及其对水体中DOM和重金属生物有效性的影响,以期为有效预防和控制缓滞流型河道水华暴发提供新的理论和技术支持。近年来采样监测发现,海河干流水质主要污染因子为TP、CODCr和NH3-N,处于中度富营养化水平,水华暴发主要集中在7-9月。采用Tucker3模型和回归分析可知,TN浓度、TP浓度、N/P值与Chla浓度均符合三次多项式非线性函数关系。当N/P值<10时,随着N/P值增加,藻类生物量增加,藻类生长属于N限制;当N/P值>40时,随着N/P值增加,藻类生物量呈现减少或稳定的变化趋势,此时藻类生长属于P限制。由于海河干流受沿岸氮输入的影响,水华暴发期间水体中NH3-N和NO3--N 比例变化不显着,而Org-N浓度呈现显着的上升趋势。根据NO3--N的δ15N和δ18O比例变化可知,由于海河干流水体中NH3-N的来源补充较为充足,藻类优先利用水体中的NH3-N来合成自身物质,将其转变为Org-N和少量的NO3--N释放到水体中,而通过微生物硝化作用转化NH3-N成为NO3--N的作用效果不明显。水华暴发后,水体中DOM含量从26.47mg/L增加到38.20mg/L,C/N值从18.51降低到6.39,N/P值从5.69增加到20.10。DOM的成分由较为复杂的多种陆源转变为相对单一的藻类内源,进而影响了水体中污染物的生物有效性,导致水体中重金属Cu和Zn的生物有效性降低。随着水华的暴发,水体中Cu和Zn对大型溞的半致死浓度逐渐升高,水体中Cu的基准最大浓度和基准连续浓度都呈显着增加趋势,约为暴发前的3倍。
吕纬[8]（2021）在《四方针铁矿及其铝氧化物复合体对氟离子的吸附性能与机理》文中指出氟是人体组织矿化的必需元素,对骨骼健康和牙釉质的形成起着重要作用,但过量摄入氟会引起氟斑牙、钙磷代谢紊乱等严重的健康问题。人体摄入氟的主要来源为饮用水,故控制饮用水源等水体中氟的含量有着重要的意义。吸附法因成本低、效率高、可再生、操作简单等优点被广泛用于氟污染控制中。而吸附剂的成本问题是目前吸附技术发展和推广的焦点。铁氧化物作为自然界普遍存在的物质,种类多、结构复杂,对氟有很好的吸附性。但具有孔洞结构的四方针铁矿对氟的吸附性能与机理还不清楚。因此,本文选择四方针铁矿作为吸附剂研究对氟的吸附性,同时研究了常用絮凝剂的氯化铝的水解产物对四方针铁矿吸附氟的影响,揭示不同水解产物对氟的吸附去除机理,为低成本吸附剂的研发提供科学依据。本文通过水解法合成了高纯度、具有排列整齐的孔道结构的四方针铁矿。合成样品为长约200 nm,直径约30 nm的纺锤体状、针状颗粒,其比表面积50.434m2/g。静态吸附实验结果显示,四方针铁矿在p H 4～10的范围对氟离子均有较好的吸附性能,吸附过程符合Langmuir等温吸附模型和伪一级吸附动力学模型,对氟离子的最大理论吸附量可达23.86 mg/g。吸附过程是一个自发的放热反应,吸附速度主要由物理吸附控制。自然界中常见的阴阳离子(NO3-、SO42-、SiO42-、Na+、Mg2+、Ca2+)对吸附的影响都不大。XPS（X射线光电子能谱）分析结果表明,四方针铁矿吸附氟离子时,一部分氟离子和吸附剂的表面羟基发生配体交换,一部分氟离子与孔道内的氯离子发生交换,吸附过程中形成了新的Fe-F键,同时伴随着静电吸附作用。其次,通过常温直接水解法制备了氢氧化铝,表征后确定合成的样品由两种铝氧化物组成,样品颗粒由1μm到20μm大小不一。静态吸附实验结果表明,该氢氧化铝在较宽的p H值范围内对氟有较好的吸附性能,吸附过程符合Langmuir等温吸附模型,最大理论吸附量为31.82 mg/g,是理想的氟吸附剂。吸附过程较好的符合伪二级吸附动力学模型,是以化学吸附为主的吸热反应。XPS分析结果表明,氟离子与氢氧化铝形成Al-F键和Al-O-F键固定在表面上。最后,通过改变不同条件制备了七种铁铝复合物,发现铁铝复合物的组成与摩尔比和添加顺序无关,仅与制备的温度有关。在70℃水解的铁铝复合物具有四方针铁矿的特征,在25℃水解的铁铝复合物具有氢氧化铝的特征。用在两种温度下水解得到的两种复合物作为吸附剂,分别进行吸附实验发现,70℃和25℃下的铁铝复合物对氟的最大吸附量分别为37.81 mg/g和73.39 mg/g。两种条件下生成的复合物均通过形成Fe-F键、Al-F键和Al-O-F键吸附氟离子,同时存在氟离子与氯离子和羟基的交换。
周艳飞[9]（2021）在《土壤微塑料分布特征及其与镉复合污染的生态风险》文中研究表明微塑料（Microplastics,MPs）是指粒径为0.1μm?5 mm的塑料碎片/颗粒,作为一种新型环境污染物,其广泛存在于世界范围内的土壤环境中。MPs具有粒径小、来源广、易迁移、难消除和可吸附/解吸附其它环境污染物等特点,产生的生态环境风险日渐受到全球学者的关注。土壤作为生态系统中重要组成部分,探明土壤中MPs污染特征是后期研究MPs潜在生态风险的基础。由于MPs复杂的表面特征及较大的比表面积,使其能够和其它环境污染物（比如重金属）相互作用并可能成为这些污染物的潜在的转运载体,从而带来更加复杂的生态风险。然而,关于土壤中MPs污染程度数据较少,导致后期进行生态毒性试验时缺乏土壤受MPs污染程度的实际值。研究MPs对重金属吸附/解吸附行为和机理,以及MPs和重金属协同污染对土壤动物的生态毒性,能够为评估土壤MPs潜在生态危害提供理论数据支撑。但是目前有关MPs对重金属吸附/解吸附机理的系统研究较少,并且大部分有关MPs生态毒性的研究是针对水生生物的。因此,本研究首先以长江沿岸湿地土壤为典型代表,再以典型城郊林地、菜地和荒地为研究对象进行土壤MPs污染特征调查。接着分析比较MPs对重金属的吸附机理及其对重金属的解吸现象,并研究MPs及MPs和重金属镉对土壤动物蚯蚓的复合毒性效应。主要研究结果如下:（1）长江沿岸湿地土壤可能普遍存在微塑料污染,MPs丰度均值达3877.4±2356.6 p/kg。亚表层土（10?15 cm）的MPs丰度（4005.1±2472.8 p/kg）高于表层土（10?15 cm）中的MPs丰度（3748.5±2301.2 p/kg）。聚酰胺（32.2%）为最常见的聚合物类型,小粒径MPs颗粒（<200μm）约占总MPs颗粒的70%。微碎片（34%）为最常见的形状,其次是微纤维（30.3%）。MPs粒径对其在土壤环境分布的影响比聚合物类型造成的影响更为显着。研究区域人口密度及海拔高度与MPs污染的程度具有相关性,高人口密度的城市地区的土壤MPs污染更重,表明人口等因素能间接影响MPs污染程度。（2）典型城郊土壤MPs丰度均值为（2.2±0.6）×104?（6.9±0.9）×105 p/kg,其中81.7%的微塑料颗粒大小在10?100μm。林地中MPs的丰度（（4.1±0.8）×105 p/kg）显着高于菜地（（1.6±0.4）×105 p/kg）和空地（（1.2±0.5）×105 p/kg）。微碎片（53.4%）和微纤维（15.2%）为最常见形状,聚丙烯和聚苯乙烯在每个样点都被发现。土壤MPs表面Cd、Pb、Mn和Hg的含量与土壤中Cd、Pb、Mn和Hg浓度密切相关,说明MPs颗粒表面重金属含量可能与土壤环境中重金属污染程度有相关性且可能具有吸附重金属的能力。（3）通过分析比较5种不同类型MPs对重金属镉（Cd（Ⅱ））的吸附能力,探讨MPs表面特性与其吸附性能的关系。结果发现聚酰胺对Cd（Ⅱ）的吸附能力最高,为1.7±0.04 mg/g,其次是聚氯乙烯（1.0±0.03 mg/g）、聚苯乙烯（0.8±0.02 mg/g）、丙烯腈-丁二烯-苯乙烯（0.7±0.02 mg/g）和聚对苯二甲酸乙二酯（0.3±0.01 mg/g）。MPs的比表面积与总孔量与MPs吸附能力密切相关,π-π相互作用、静电相互作用和含氧官能团对Cd（Ⅱ）的吸附起着至关重要的作用。随着溶液p H值从2.0增加到9.0,MPs对Cd（Ⅱ）的吸附能力先增大后减小。此外,铅离子（20–80 mg/L）的存在能抑制MPs颗粒对Cd（Ⅱ）的吸附。腐殖酸的存在能促进模拟蚯蚓肠道和常规环境中MPs对镉Cd（Ⅱ）的解吸附能力。在模拟的蚯蚓肠道环境中观察到较高的解吸率,表明吸附了Cd（Ⅱ）后的MPs能再次把Cd（Ⅱ）解吸出来,可能具有相对较高的生态风险。（4）土壤动物蚯蚓（Eisenia foetida）单独暴露MPs或复合暴露MPs+Cd（Ⅱ）42 d后,蚯蚓生长速率下降,死亡率增加（MPs浓度>300 mg/kg）,共同暴露MPs和Cd（Ⅱ）对蚯蚓的生长有较大的负面影响。MPs蚯蚓的氧化损伤,导致脂质过氧化氢（LPO）和谷胱甘肽（GSH）含量增加,且Cd（Ⅱ）的存在增加了这种负面影响。此外,MPs颗粒在蚯蚓体内保留量达4.3±0.9?67.2±8.2 p/g蚯蚓（干重）,并可使蚯蚓体内镉的积累量增加。MPs和Cd（Ⅱ）的联合暴露对受试蚯蚓有较高的毒性效应,表明土壤环境中的MPs有可能可以提高土壤环境中重金属离子的负面影响,两者相互作用后使MPs可能具有更复杂的生态风险。
陈耀轩[10]（2021）在《河水入渗过程中氮的生物地球化学作用与模拟研究 ——以第二松花江卡拉店傍河水源地为例》文中提出傍河地下水开采是一种重要的水资源开发利用方式,在激发河水补给以增大地下水补给资源量的同时,通过岸滤作用可有效去除源于河水中有毒有害物质,提升地下水水质。但由于河水和地下水存在明显的物理和化学梯度,河水入渗过程中往往伴随着复杂的生物地球化学过程。随着河水中富营养化及氮污染日趋严重,傍河水源地地下水也面临着潜在的氮污染风险。目前对于开采驱动下河水入渗补给地下水过程中的水动力、氧化还原和物质通量等条件如何控制和影响氮生物地球化学作用的机制尚不完全清楚。基于此,论文依托国家自然科学基金项目,以东北第二松花江卡拉店傍河水源地为典型研究区,应用原位监测、环境同位素示踪、分子生物学、室内实验模拟和数值模拟等手段,在调查分析江水入渗过程中水动力条件和氧化还原分带规律的基础上,识别控制江水入渗过程中氮的生物地球化学作用及其微生物响应规律。该项研究对于科学解释傍河水源地地下水中NH4+富集成因、优化设计水源地的开采方案与应对突发河水氮污染事件下水源地水质的应急保护具有重要的科学意义和实际意义。通过本次研究,得到以下主要结论和认识:1、基于长序列的水位、氢氧稳定同位素和水化学的动态观测资料发现,受河床沉积物和含水介质渗透性的各向异性所制约,江水入渗补给地下水过程中存在浅层入渗水流路径和深层入渗水流路径两条典型地下水流路径。根据水动力条件,江水入渗水流路径可划分为江水强烈影响带、江水中等影响带与地下水开采影响带。距离江岸200m范围内,沿着江水入渗水流路径形成了明显的氧化还原分带序列,依次为有氧呼吸/反硝化作用带、Mn（IV）还原带、Fe（III）还原带与SO42-还原带。受控于水动力条件的季节性变化特征,上述氧化还原分带也具有明显的动态变化规律。2、通过水化学和氮、碳同位素特征分析发现,除受到江水和区域地下水补给的混合作用影响外,控制江水入渗过程中氮迁移和转化的主要生物地球化学作用为吸附作用、反硝化作用、硝酸盐异化还原为铵（DNRA）作用与有机氮的矿化作用。首次发现了丰水期江水入渗的近岸1.5～6m范围为DNRA作用的活跃带,DNRA作用是引起近岸江水强烈影响带内地下水中NH4+富集的重要原因。NO3-反硝化作用主要位于近岸10～20m范围内,是近岸江水强烈影响带内地下水中NO3-衰减的最主要原因。分子生物学研究表明,硝化、反硝化、DNRA与有机氮的矿化的氮功能菌的群落结构和多样性对上述氮的生物地球化学反应具有明显的响应,各氮反应功能菌与江水及地下水水化学呈现出较强的协同演化性。3、室内实验结果表明,含水介质对NH4+的吸附表现为Langmuir吸附模型,NO3-反硝化作用符合一级反应动力学过程,DNRA作用和有机氮的矿化作用符合零级反应动力学过程。NO3-反硝化作用的环境适应性强于DNRA作用,在温度和碳负荷高的环境下DNRA作用对NO3-的竞争性更强。江水入渗过程中,微生物活性、水力梯度、有机碳和营养盐含量显着改变各异养型还原作用的作用速率,这些因素一方面可通过改变氧化还原分带性的时空分布,影响了抑制项对NO3-还原的抑制性,另一方面可通过改变碳负荷改变反硝化作用与DNRA作用程度。4、典型入渗水流路径上氮的反应性迁移数值模拟结果表明,江水入渗过程中丰水期和枯水期内DNRA作用对地下水中NO3-还原作用的贡献率分别可达25%～30%和5%～10%,对近岸江水强烈影响带地下水中NH4+富集的贡献率分别可达40%和15%以上。含水介质中有机氮的矿化作用丰水期和枯水期内对NH4+富集的贡献率可达75%和85%。
二、Salt-Water Dynamics in Soils: II. Effect of Precipitation on Salt-Water Dynamics（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、Salt-Water Dynamics in Soils: II. Effect of Precipitation on Salt-Water Dynamics（论文提纲范文）
（1）火星的水环境演化（论文提纲范文）
| 1 流水地貌 |
| 2 冰川地貌 |
| 3 湖泊和海洋 |
| 3.1 湖泊 |
| 3.2 海洋 |
| 3.2.1 海洋存在的证据 |
| (1)海岸线结构的发现。 |
| (2)河谷网络和冲积三角洲结构的相关发现。 |
| (3)火星北部大平原中的沉积物。 |
| 3.2.2 海洋的起源 |
| 3.2.3 海洋的演化 |
| 4 现代水环境 |
| 4.1 水冰分布 |
| 4.2 极区冰盖和地下湖泊 |
| 4.3 季节性斜坡纹RSL |
| 5 含水矿物 |
| 6 水环境的就位探测 |
| 7 水环境演化 |
| 7.1 地质和水环境演化历史 |
| 7.2 气候模型争议 |
| 8 结论 |
（2）稀土（镧离子）对短程硝化和厌氧氨氧化过程的影响及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源、研究背景及意义 |
| 1.1.1 选题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.1.3 稀土矿山废水的来源 |
| 1.1.4 稀土矿山废水现有脱氮技术现状 |
| 1.1.5 短程硝化的耦合工艺及其优点 |
| 1.1.6 研究目的和意义 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 短程硝化工艺的研究现状 |
| 1.2.2 厌氧氨氧化工艺的研究现状 |
| 1.2.3 稀土元素对生物影响的研究现状 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线图 |
| 第二章 短程硝化的启动与运行策略研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 接种污泥和模拟废水 |
| 2.2.3 启动与运行的方法 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.2.5 过程动力学分析 |
| 2.2.6 高通量测序与微生物群落分析 |
| 2.2.7 扫描电镜观察 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 短程硝化效能分析 |
| 2.3.2 氮转化动力学及动力学分析 |
| 2.3.3 物种多样性分析 |
| 2.3.4 微生物群落分析 |
| 2.3.5 污泥形貌分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 轻稀土元素(La(Ⅲ))对短程硝化的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 批量实验设置 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.2.4 统计分析和动力学建模 |
| 3.2.5 扫描电镜观察与能谱分析 |
| 3.2.6 傅里叶变换红外光谱与二维相关光谱 |
| 3.2.7 激光共聚焦扫描显微镜观察 |
| 3.2.8 高通量测序与基因功能预测 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 La(Ⅲ)对短程硝化效能的影响 |
| 3.3.2 La(Ⅲ)对污泥形貌和元素组成的影响 |
| 3.3.3 La(Ⅲ)对胞外聚合物组分的影响 |
| 3.3.4 La(Ⅲ)对有机官能团的影响 |
| 3.3.5 La(Ⅲ)对物种多样性的影响 |
| 3.3.6 La(Ⅲ)对微生物群落的影响 |
| 3.3.7 La(Ⅲ)对微生物群落代谢通路的影响 |
| 3.3.8 PN效能与La(Ⅲ)剂量之间的动力学建模 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 稀土元素(La(Ⅲ))对短程硝化的长期影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 接种污泥、模拟废水与反应器设置 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.2.3 EPS提取与三维荧光光谱绘制 |
| 4.2.4 高通量基因测序 |
| 4.2.5 功能预测 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 La(Ⅲ)对短程硝化工艺效能的长期影响 |
| 4.3.2 La(Ⅲ)对污泥形貌的长期影响 |
| 4.3.3 La(Ⅲ)对胞外聚合物组成的长期影响 |
| 4.3.4 La(Ⅲ)对有机官能团组成的长期影响 |
| 4.3.5 La(Ⅲ)对物种多样性和和物种丰富度的长期影响 |
| 4.3.6 La(Ⅲ)对微生物群落结构的长期影响 |
| 4.3.7 微生物群落功能预测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 稀土元素(La(Ⅲ))对厌氧氨氧化的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 接种污泥、模拟废水与反应器设置 |
| 5.2.2 长期暴露实验设计 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.2.4 高通量基因测序和功能预测 |
| 5.2.5 网络分析 |
| 5.2.6 扫描电镜观察与三维荧光光谱 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 长期La(Ⅲ)胁迫下工艺效能的演变 |
| 5.3.2 La(Ⅲ)长期胁迫对物种多样性的影响 |
| 5.3.3 La(Ⅲ)对微生物群落结构的长期影响 |
| 5.3.4 微生物群落功能预测 |
| 5.3.5 微生物互作网络构建 |
| 5.3.6 污泥形貌分析与元素分布 |
| 5.3.7 胞外聚合物组分分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历及攻读学位期间的研究成果 |
（6）重金属离子在赤泥上的吸附与解吸特性试验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 赤泥简介 |
| 1.2.1 赤泥产生和性质 |
| 1.2.2 赤泥处置方法研究 |
| 1.2.3 赤泥资源化利用研究现状 |
| 1.3 重金属污染处理方法 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 2 试验材料、仪器与研究方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 赤泥 |
| 2.1.2 重金属离子 |
| 2.1.3 铜试剂 |
| 2.1.4 萃取剂 |
| 2.2 试验仪器 |
| 2.2.1 紫外可见分光光度计 |
| 2.2.2 原子吸收分光光度计 |
| 2.2.3 HY-6A双层振荡器 |
| 2.2.4 低速离心机 |
| 2.2.5 HH-600恒温水箱 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.4 吸附理论模型 |
| 2.4.1 脱除率和吸附量的计算方法 |
| 2.4.2 等温吸附理论及吸附热动力学理论 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 赤泥对单一重金属离子的静态吸附研究 |
| 3.1 材料与试验方法 |
| 3.2 赤泥对Pb(Ⅱ)的静态吸附研究 |
| 3.2.1 吸附时间对Pb(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.2.2 赤泥剂量对Pb(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.2.3 Pb(Ⅱ)在赤泥上的等温吸附特性 |
| 3.2.4 温度对Pb(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.2.5 pH对Pb(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.2.6 Pb(Ⅱ)在赤泥上的吸附机理探讨 |
| 3.3 赤泥对Cd(Ⅱ)的静态吸附研究 |
| 3.3.1 吸附时间对Cd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.3.2 赤泥剂量对Cd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.3.3 Cd(Ⅱ)在赤泥上的等温吸附特性 |
| 3.3.4 温度对Cd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.3.5 pH对Cd(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.3.6 Cd(Ⅱ)在赤泥上的吸附机理探讨 |
| 3.4 赤泥对Cu(Ⅱ)的静态吸附研究 |
| 3.4.1 吸附时间对Cu(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.4.2 赤泥剂量对Cu(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.4.3 Cu(Ⅱ)在赤泥上的等温吸附特性 |
| 3.4.4 温度对Cu(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.4.5 初始pH对Cu(Ⅱ)吸附效果的影响 |
| 3.4.6 Cu(Ⅱ)在赤泥上的吸附机理探讨 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 多种重金属离子在赤泥上的竞争吸附特性研究 |
| 4.1 材料与试验方法 |
| 4.2 Pb(Ⅱ)-Cd(Ⅱ)二元竞争吸附特性研究 |
| 4.2.1 赤泥剂量对竞争吸附的影响 |
| 4.2.2 等温吸附特性 |
| 4.3 Pb(Ⅱ)-Cu(Ⅱ)二元竞争吸附特性研究 |
| 4.3.1 赤泥剂量对竞争吸附的影响 |
| 4.3.2 等温吸附特性 |
| 4.4 Cd(Ⅱ)-Cu(Ⅱ)二元竞争吸附特性研究 |
| 4.4.1 赤泥剂量对竞争吸附的影响 |
| 4.4.2 等温吸附特性 |
| 4.5 Pb(Ⅱ)-Cd(Ⅱ)-Cu(Ⅱ)三元竞争吸附特性研究 |
| 4.5.1 赤泥剂量对竞争吸附的影响 |
| 4.5.2 等温吸附特性 |
| 4.6 重金属在赤泥上吸附的优先顺序及机理 |
| 4.6.1 重金属在赤泥上吸附的优先顺序 |
| 4.6.2 竞争吸附对脱除效果的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 重金属离子在赤泥上的解吸特性研究 |
| 5.1 材料与试验方法 |
| 5.2 Pb(Ⅱ)的吸附-解吸特性 |
| 5.2.1 常温下Pb(Ⅱ)的吸附-解吸过程 |
| 5.2.2 温度对Pb(Ⅱ)吸附-解吸过程的影响 |
| 5.3 Cd(Ⅱ)的吸附-解吸特性 |
| 5.3.1 常温下Cd(Ⅱ)的吸附-解吸过程 |
| 5.3.2 温度对Cd(Ⅱ)吸附-解吸过程的影响 |
| 5.4 Cu(Ⅱ)的吸附-解吸特性 |
| 5.4.1 常温下Cu(Ⅱ)的吸附-解吸过程 |
| 5.4.2 温度对Cu(Ⅱ)吸附-解吸过程的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 定水头作用下重金属离子迁移过程的试验研究 |
| 6.1 材料与试验方法 |
| 6.1.1 材料 |
| 6.1.2 试验装置与方案 |
| 6.1.3 试验过程 |
| 6.2 重金属离子在粉土迁移过程的试验研究 |
| 6.2.1 重金属离子浓度变化规律 |
| 6.2.2 流出液流量变化规律 |
| 6.2.3 重金属浓度分布规律 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论和展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响（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 海河干流水环境质量状况及其富营养化特征 |
| 2.1.1 海河干流基本情况 |
| 2.1.2 海河干流富营养化状况 |
| 2.2 水华暴发特征及其影响因素 |
| 2.2.1 水华的定义和危害 |
| 2.2.2 水华暴发特征 |
| 2.2.3 水华暴发的影响因素 |
| 2.2.4 同位素技术在水华暴发中的应用 |
| 2.3 水华暴发过程对水体DOM的影响 |
| 2.3.1 天然水体中DOM的环境意义 |
| 2.3.2 水华暴发对水体中DOM的影响 |
| 2.4 水华暴发的控制措施 |
| 2.4.1 外源控制 |
| 2.4.2 水体修复 |
| 2.4.3 应急处置 |
| 2.4.4 调水调控 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究内容 |
| 3.2 技术路线 |
| 3.3 试剂及仪器 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 研究区域 |
| 3.4.2 采样点布设和样品采集 |
| 3.4.3 样品测试与分析 |
| 3.4.4 浮游生物样品分离及分析 |
| 3.4.5 营养状态评价 |
| 3.4.6 质量控制与数据处理 |
| 3.5 数据分析及评价模型 |
| 3.5.1 主成分分析 |
| 3.5.2 Tucker3模型 |
| 3.5.3 多元直接梯度分析 |
| 3.5.4 相关性分析 |
| 3.5.5 多元回归分析 |
| 3.5.6 BLM模型 |
| 4 海河干流水华暴发特征 |
| 4.1 海河干流水质现状 |
| 4.2 水华暴发过程中水体理化特征分析 |
| 4.2.1 海河沿程COD_(Cr)浓度变化特征 |
| 4.2.2 海河沿程N污染物浓度变化特征 |
| 4.2.3 海河沿程P污染物浓度变化特征 |
| 4.2.4 海河沿程Chla浓度变化特征 |
| 4.2.5 海河沿程DO浓度、ORP值、SAL值等变化特征 |
| 4.2.6 海河营养状态 |
| 4.2.7 水华暴发前后短期水体理化性质的变化特征 |
| 4.3 海河干流浮游植物种类组成及特征分析 |
| 4.3.1 浮游植物种类组成 |
| 4.3.2 浮游植物种类的时空变化特征 |
| 4.4 海河干流浮游植物生物量特征分析 |
| 4.4.1 浮游植物丰度的时空变化特征 |
| 4.4.2 蓝藻相对丰度的时空变化特征 |
| 4.5 海河干流浮游植物优势种分布情况 |
| 4.6 海河干流浮游植物多样性情况 |
| 4.7 小结 |
| 5 影响藻类生长的因素分析 |
| 5.1 水环境分析 |
| 5.1.1 Tucker3模型分析 |
| 5.1.2 浮游植物种群与环境因素相关性分析 |
| 5.2 藻类生长模型研究 |
| 5.2.1 TN、TP浓度与藻类生长关系模型构建 |
| 5.2.2 N/P值与藻类生长关系模型构建 |
| 5.3 Chla与水质因子回归分析 |
| 5.3.1 Chla浓度的时空分布 |
| 5.3.2 Chla浓度与水质因子的相关分析 |
| 5.3.3 多元回归分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 海河干流水华暴发与N、P的相互作用 |
| 6.1 水华暴发期间N和P的形态组成特征 |
| 6.2 水华暴发期间N的同位素组成特征 |
| 6.3 基于同位素示踪的水华暴发期间N的转化特征 |
| 6.4 水华暴发对水体中N的控制作用及贡献率 |
| 6.5 小结 |
| 7 海河干流水华暴发对水体DOM及重金属生物有效性的影响 |
| 7.1 水华暴发过程中水体理化性质及DOM变化特征 |
| 7.2 水华暴发期间DOM分子量变化特征 |
| 7.3 水华暴发期间DOM性状变化对Cu~(2+)和Zn~(2+)结合的影响 |
| 7.4 海河干流水华暴发对水体中Cu和Zn生物有效性的影响 |
| 7.4.1 水华暴发对水体中Cu和Zn的形态影响 |
| 7.4.2 水华暴发对水体中Cu和Zn的生物有效性预测 |
| 7.4.3 水华暴发对水体中Cu环境基准值的影响 |
| 7.5 小结 |
| 8 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 8.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（8）四方针铁矿及其铝氧化物复合体对氟离子的吸附性能与机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 氟的存在形式 |
| 1.2 氟污染的来源与高氟水的危害 |
| 1.3 氟污染控制技术 |
| 1.3.1 离子交换法 |
| 1.3.2 膜处理法 |
| 1.3.2.1 反渗透法 |
| 1.3.2.2 电渗析法 |
| 1.3.2.3 纳滤法 |
| 1.3.3 混凝沉淀法 |
| 1.3.4 吸附法 |
| 1.4 铝铁氢氧化物吸附剂在环境上的应用 |
| 1.4.1 铝氧化物吸附剂 |
| 1.4.2 铁氧化物吸附剂 |
| 1.4.3 四方针铁矿简介 |
| 1.4.3.1 四方针铁矿的结构特征 |
| 1.4.3.2 四方针铁矿的红外光谱特征 |
| 1.4.3.3 四方针铁矿的应用 |
| 1.5 课题简介 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第二章 四方针铁矿对氟离子的吸附去除及其吸附机理 |
| 2.1 实验试剂及仪器设备 |
| 2.2 实验方法及理论 |
| 2.2.1 四方针铁矿的合成及表征 |
| 2.2.2 四方针铁矿对氟的吸附性能 |
| 2.2.2.1 初始p H值对吸附性能的影响 |
| 2.2.2.2 初始氟浓度对吸附性能的影响 |
| 2.2.2.3 共存离子对吸附性能的影响 |
| 2.2.2.4 温度对吸附的影响 |
| 2.2.2.5 吸附动力学实验 |
| 2.2.3 吸附氟对四方针铁矿矿学性质的影响 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 合成样品的表征 |
| 2.3.2 四方针铁矿吸附氟的影响因素 |
| 2.3.2.1 初始p H值对吸附的影响 |
| 2.3.2.2 初始浓度对吸附的影响 |
| 2.3.2.3 共存离子对吸附的影响 |
| 2.3.2.4 吸附热力学与吸附动力学 |
| 2.3.3 四方针铁矿吸附氟的机理 |
| 2.3.4 矿学性质的研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 铝氧化物对氟离子的吸附去除及其吸附机理 |
| 3.1 实验试剂 |
| 3.2 实验方法及理论 |
| 3.2.1 铝氧化物的合成与表征 |
| 3.2.2 铝氧化物对氟的吸附 |
| 3.2.2.1 初始p H值对吸附的影响 |
| 3.2.2.2 初始浓度对吸附的影响 |
| 3.2.2.3 温度对吸附的影响 |
| 3.2.2.4 吸附动力学实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 合成样品的表征 |
| 3.3.2 初始pH值对吸附的影响 |
| 3.3.3 初始浓度对吸附的影响 |
| 3.3.4 吸附热力学与动力学 |
| 3.3.5 铝氧化物吸附氟的机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 铁铝复合物对氟离子的吸附去除及其吸附机理 |
| 4.1 铁铝复合物的合成及表征 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验方法及理论 |
| 4.2 铁铝复合物对氟离子的吸附 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 铁铝复合物的合成及表征 |
| 4.3.2 高温制备的铁铝复合物对氟的吸附(70℃) |
| 4.3.3 低温制备的铁铝复合物对氟离子的吸附(25℃) |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）土壤微塑料分布特征及其与镉复合污染的生态风险（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 微塑料的定义、分类及来源 |
| 1.3 微塑料分布的影响因素 |
| 1.4 塑料/微塑料在环境中的迁移 |
| 1.5 微塑料的潜在生态危害 |
| 1.6 土壤中微塑料提取方法 |
| 1.7 研究目的及意义 |
| 1.8 技术路线 |
| 第2章 长江沿岸土壤微塑料分布特征及其影响因子研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 微塑料颗粒分离 |
| 2.2.3 微塑料颗粒计数和鉴定 |
| 2.2.4 数据分析及处理 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 大尺度下土壤和海滩沉积物中微塑料污染特征 |
| 2.3.2 长江沿岸表层土和亚表层土层中微塑料丰度 |
| 2.3.3 长江沿岸表层土和亚表层土壤微塑料类型、粒径及形状分布 |
| 2.3.4 长江沿岸土壤微塑料分布的影响因素 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 长江沿岸土壤微塑料分布与组成 |
| 2.4.2 微塑料的垂直分布特征 |
| 2.4.3 土壤微塑料分布的影响因子 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 典型城郊土壤微塑料污染特征及其与重金属相关性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 土壤微塑料分离 |
| 3.2.3 土壤微塑料定量与定性 |
| 3.2.4 金属元素含量分析 |
| 3.2.5 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 城郊土壤微塑料丰度 |
| 3.3.2 城郊土壤微塑料聚合物类型 |
| 3.3.3 土壤微塑料形状和粒径分布 |
| 3.3.4 微塑料颗粒表面和土壤中金属含量的相关性分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 典型城郊土壤微塑料丰度 |
| 3.4.2 典型城郊土壤微塑料组成特征 |
| 3.4.3 典型城郊土壤微塑料形状和粒径分布 |
| 3.4.4 土壤和微塑料颗粒中金属含量 |
| 3.4.5 土壤和微塑料颗粒中金属含量相关性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 微塑料对镉的吸附/解吸附机理及其影响因子研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料和试剂 |
| 4.2.2 微塑料表面特征分析 |
| 4.2.3 微塑料对的镉吸附实验 |
| 4.2.4 微塑料对镉解吸附实验 |
| 4.2.5 吸附和解吸附实验质量控制 |
| 4.2.6 数据拟合及分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 微塑料吸附Cd(Ⅱ)前后表征变化 |
| 4.3.2 微塑料对Cd(Ⅱ)的吸附动力学及等温数据分析 |
| 4.3.3 环境pH、Pb(Ⅱ)、腐植酸和菲对MPs吸附Cd(Ⅱ)的影响 |
| 4.3.4 微塑料对Cd(Ⅱ)的解吸附能力比较 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 微塑料对Cd(Ⅱ)的吸附性能与其表面性质的关系 |
| 4.4.2 环境pH、Pb(Ⅱ)、腐植酸和菲对MPs吸附Cd(Ⅱ)的影响 |
| 4.4.3 模拟蚯蚓肠道和常规环境中Cd(Ⅱ)的解吸行为 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 微塑料和镉的复合毒性效应研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤、微塑料和蚯蚓准备 |
| 5.2.2 微塑料和Cd暴露实验 |
| 5.2.3 微塑料分离和鉴定 |
| 5.2.4 蚯蚓体内Cd含量测定 |
| 5.2.5 蚯蚓组织生化指标测定 |
| 5.2.6 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 微塑料和微塑料+镉对蚯蚓生长率和死亡率的影响 |
| 5.3.2 微塑料和微塑料+镉对蚯蚓生理活性的影响 |
| 5.3.3 蚯蚓对微塑料的摄入和保留 |
| 5.3.4 微塑料暴露对蚯蚓体内镉积累量的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 微塑料和微塑料+镉对蚯蚓生长率和死亡率的影响 |
| 5.4.2 微塑料和微塑料+镉对蚯蚓生理活性的影响 |
| 5.4.3 蚯蚓对微塑料颗粒的摄入和保留 |
| 5.4.4 微塑料暴露对蚯蚓体内镉积累量的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 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 |
（10）河水入渗过程中氮的生物地球化学作用与模拟研究 ——以第二松花江卡拉店傍河水源地为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题依据 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 河水入渗过程的生物地球化学作用 |
| 1.2.2 地下水环境中氮的迁移转化过程 |
| 1.2.3 河水入渗过程中氮生物地球化学作用 |
| 1.2.4 河水入渗过程中氮生物地球化学作用的主要研究方法 |
| 1.3 研究目标和研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 创新点 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气象条件 |
| 2.1.4 水文条件 |
| 2.2 地质与水文地质概况 |
| 2.2.1 地质条件 |
| 2.2.2 水文地质条件 |
| 2.3 地下水开发利用现状 |
| 2.4 江水和地下水的水化学特征 |
| 第3章 样品采集与测试 |
| 3.1 江水-地下水样品采集与测试 |
| 3.1.1 监测点的布置 |
| 3.1.2 监测项目与监测频率 |
| 3.1.3 样品采集与保存 |
| 3.1.4 样品测试 |
| 3.2 河床沉积物、包气带和含水介质样品采集与测试 |
| 3.2.1 取样点的布置 |
| 3.2.2 样品的采集与保存 |
| 3.2.3 样品测试 |
| 第4章 江水入渗过程中水动力条件和氧化还原分带规律 |
| 4.1 江水入渗过程中的水动力特征 |
| 4.1.1 江水与地下水水位动态变化 |
| 4.1.2 基于氢氧稳定同位素的江水-地下水交换与补给特征的识别 |
| 4.2 江水入渗补给地下水环境性状时空分布规律 |
| 4.2.1 江水中环境性状的动态变化特征 |
| 4.2.2 地下水中环境性状的时空变化特征 |
| 4.3 江水入渗补给地下水过程中氧化还原敏感组分时空分布规律 |
| 4.3.1 江水中氧化还原敏感组分的时空分布特征 |
| 4.3.2 江水入渗过程中地下水氧化还原敏感组分含量的时空分布特征 |
| 4.4 江水入渗补给地下水过程中氧化还原分带规律 |
| 4.4.1 氧化还原分带指标体系 |
| 4.4.2 江水入渗过程中地下水氧化还原分带 |
| 4.4.3 江水入渗过程中地下水氧化还原分带的季节性变化特征 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 江水入渗过程中氮的生物地球化学作用识别与微生物响应 |
| 5.1 基于水化学的江水入渗过程中氮的生物地球化学作用识别 |
| 5.1.1 江水入渗水流路径地下水不同形态氮的时空分布特征 |
| 5.1.2 江水入渗过程中氮的生物地球化学作用 |
| 5.2 江水入渗中氮生物地球化学作用的同位素识别 |
| 5.2.1 江水入渗过程中地下水~(15)N_(NO3-)和~(18)O_(NO3-)分布特征 |
| 5.2.2 江水入渗过程中地下水~(13)C_(DIC)分布特征 |
| 5.2.3 基于稳定同位素的氮生物地球化学作用识别 |
| 5.3 江水入渗过程中氮生物地球化学作用的微生物响应 |
| 5.3.1 氮主要生物地球化学作用的微生物响应标志 |
| 5.3.2 江水入渗过程中氮主要生物地球化学作用的微生物响应 |
| 5.3.3 江水入渗过程中微生物与地下水水化学的协同演化特征 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 江水入渗过程中氮生物地球化学过程实验模拟 |
| 6.1 静态实验 |
| 6.1.1 吸附作用 |
| 6.1.2 NO_3~-还原作用 |
| 6.1.3 含水介质中有机氮的矿化作用 |
| 6.2 动态实验 |
| 6.2.1 实验目的与实验过程 |
| 6.2.2 江水入渗过程动态模拟示踪实验结果 |
| 6.2.3 江水入渗过程氮迁移与转化动态实验结果 |
| 6.2.4 江水入渗过程氮迁移与转化的影响因素分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 江水入渗过程中氮生物地球化学过程数值模拟 |
| 7.1 水文地质概念模型 |
| 7.1.1 模拟范围 |
| 7.1.2 含水层概化 |
| 7.1.3 地下水氮的迁移与转化概念模型 |
| 7.1.4 边界条件的概化 |
| 7.2 江水入渗过程地下水流数值模拟 |
| 7.2.1 数学模型的建立 |
| 7.2.2 地下水流模型参数的选取 |
| 7.2.3 地下水流模型的识别与验证 |
| 7.3 江水入渗过程中氮反应性迁移转化模拟 |
| 7.3.1 数学模型的建立 |
| 7.3.2 反应性迁移转化模拟参数的选取 |
| 7.3.3 氮反应性迁移转化模型的识别与验证 |
| 7.4 江水入渗过程中氮的主要生物地球作用贡献比 |
| 7.4.1 江水入渗过程中氮的生物地球化学作用与抑制项的关系 |
| 7.4.2 反硝化作用与DNRA作用对地下水NO_3~-还原作用的贡献率 |
| 7.4.3 DNRA作用与有机氮的矿化作用对地下水NH_4~+富集的贡献率 |
| 7.5 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
四、Salt-Water Dynamics in Soils: II. Effect of Precipitation on Salt-Water Dynamics（论文参考文献）
- [1]火星的水环境演化[J]. 刘洋,刘正豪,吴兴,覃朗,武雨纯,张朝琳,赵振兴,周翔,邹永廖. 地质学报, 2021(09)
- [2]稀土（镧离子）对短程硝化和厌氧氨氧化过程的影响及机制[D]. 苏昊. 江西理工大学, 2021
- [3]地下水位波动带氮素迁移转化研究[D]. 邹浔. 华北水利水电大学, 2021
- [4]褐煤腐植酸磺化树脂的制备及其对含铅废水中Pb2+的选择性吸附[D]. 肖雅文. 中国矿业大学, 2021
- [5]微咸水补灌下施氮对压砂西瓜氯吸收和分配的影响[D]. 马雅倩. 宁夏大学, 2021
- [6]重金属离子在赤泥上的吸附与解吸特性试验研究[D]. 李现柯. 北京交通大学, 2021
- [7]海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响[D]. 李安定. 北京科技大学, 2021(08)
- [8]四方针铁矿及其铝氧化物复合体对氟离子的吸附性能与机理[D]. 吕纬. 内蒙古大学, 2021(12)
- [9]土壤微塑料分布特征及其与镉复合污染的生态风险[D]. 周艳飞. 中国科学院大学(中国科学院武汉植物园), 2021(01)
- [10]河水入渗过程中氮的生物地球化学作用与模拟研究 ——以第二松花江卡拉店傍河水源地为例[D]. 陈耀轩. 吉林大学, 2021(01)