一、水稻土氧化还原电位及其应用的初步探讨（论文文献综述）
农欣瑜[1]（2021）在《Zr-Mn氧化物修复砷锑污染水、土环境的作用及其机制》文中研究说明类金属砷（As）、锑（Sb）具有相似的毒理性和地球化学行为。在矿区周边水体和土壤环境中,常形成As、Sb的伴生污染,极大危害了生态环境和人体健康。锆锰氧化物（Zr-Mn）是一种由锆（Zr）和锰（Mn）组成的二元金属氧化物,在修复As、Sb污染方面表现出巨大前景。本研究利用共沉淀法合成Zr-Mn氧化物,基于液相和室内土培两个体系探究Zr-Mn氧化物对As、Sb污染的修复效果,通过FTIR、XPS、Zeta电位的表征手段揭示As、Sb在Zr-Mn氧化物-水界面上的吸附氧化机理,基于土壤中As、Sb的赋存状态变化规律探析Zr-Mn氧化物修复土壤环境中As、Sb的作用机制,主要结果如下:（1）SEM、BET、XRD和Zeta电位表征结果显示,经共沉淀法合成的Zr-Mn氧化物表面呈无定形球状及高度介孔结构,其等电点为4.0;FTIR及XPS分析结果显示,其表面具有大量羟基官能团,Zr、Mn主要以Zr（Ⅵ）、Mn（Ⅳ）形式存在。（2）在Sb单元液相体系中,Zr-Mn氧化物对Sb的吸附过程更符合Elovich动力学模型和Langmuir吸附等温模型,属于非均相和单分子层吸附,Sb（Ⅲ）和Sb（Ⅴ）的最大吸附量分别为78.26、64.29 mg/g。投加量、p H、共存离子均可影响Sb（Ⅲ）、Sb（Ⅴ）的去除效果,并且表现出一定的差异。基于FTIR、Zeta电位、XPS分析,Zr-Mn对Sb（Ⅲ）的吸附氧化机理为氧化还原反应和表面羟基配体交换,形成带负电的单齿或双齿的内球面络合物;对Sb（Ⅴ）的吸附机理为Sb（Ⅴ）与表面羟基发生配体置换从而形成单齿或双齿的内球面络合物。（3）在As-Sb双元液相体系下,Zr-Mn氧化物去除As（Ⅲ）+Sb（Ⅲ）过程中As、Sb价态随时间变化差异明显,Sb（Ⅲ）的氧化速率更快,吸附容量更大,平衡时间更短。投加量、初始浓度、p H、共存离子均在一定程度上影响As（Ⅲ）、Sb（Ⅲ）的去除效果,并且表现出一定的差异。FTIR、Zeta电位、XPS分析表明,As、Sb在Zr-Mn氧化物-水界面发生了吸附氧化行为,最后形成单齿或双齿的内球面络合物。（4）室内土培实验结果表明,在3%Zr-Mn氧化物处理下,土壤及水溶性As（Ⅲ）、Sb（Ⅲ）含量均明显下降,其中Sb（Ⅲ）的去除率可达94.68%。Zr-Mn氧化物还可促使非专性吸附态、专性吸附态和无定型/弱晶型锰（氢）氧化物结合态As、Sb向更稳定的晶型良好的锰（氢）氧化物结合态和残渣态转化。基于以上As、Sb赋存状态变化规律,提出Zr-Mn氧化物钝化修复As、Sb的机制为:通过氧化作用实现土壤中As（Ⅲ）、Sb（Ⅲ）的解毒;通过质子化作用,加强Zr-Mn氧化物、土壤颗粒及胶体对As、Sb的吸附;通过稳定化作用,显着降低As、Sb的迁移度和生物可利用度。
余硕[2]（2021）在《微电流强化废水厌氧生物除磷基础研究》文中进行了进一步梳理已有废水除磷技术虽能满足废水磷排放标准的现有要求,但效果不稳定、成本高、剩余污泥难处理等问题甚为突出,开发新型的除磷工艺技术因而备受关注。近些年来,厌氧条件下将废水中的磷还原为气态磷化氢（PH3）已经得到证实,通过该方法可一定程度降低废水中磷含量,但如何进一步提高除磷效果以及磷还原过程中电子转移、利用等问题尚未得到深入探究。本研究以废水处理体系中厌氧条件下释放磷酸盐并产生PH3为基础,在废水厌氧处理体系通入恒定电流以提高磷去除效果,并确定最佳工艺条件;同时添加产CH4抑制剂2-溴乙烷磺酸钠（BES）,通过对磷去除率、酶活性、消化气等指标的分析,阐述磷还原和产CH4之间的电子利用竞争机制。微电流对厌氧生物除磷过程有明显的强化效果。在电流作用下,体系中自由电子和电子供体（H2等）含量增加,废水中的磷更易得到电子被还原,相比未通微电流的空白对照组,通有电流的反应器混合液总磷（STP）以及上清液总磷（TP）、正磷（OP）浓度均明显下降。分析结果表明,体系中磷的减少主要为上清液OP被还原,当电流大小为100 m A时STP去除率最高。同时,电流会造成微生物细胞衰亡和裂解,导致上清液COD浓度上升,其中含有的小分子有机酸对磷的还原具有促进作用,因此酸性环境更有利于体系磷的去除。温度对磷还原的影响主要体现在酶活性方面,脱氢酶活性与磷还原呈正相关。当反应温度为35℃时,体系脱氢酶活性最强,磷的去除效果最好,在最佳工况条件下,体系STP去除率最高可达50.0%。由于体系STP减少,各反应器液面以上空间的气体中均可检测到PH3。此外,除磷过程中有大量CH4产生,CH4合成需要消耗体系中自由电子及电子供体（H2、乙酸等）,因此二者在电子利用上存在竞争关系。为进一步探究磷还原与产CH4的电子利用竞争关系,在最佳工艺条件下向体系中添加BES进行对比实验,添加BES的两个反应器CH4产量明显下降。而CH4产量减少造成了体系VFA积累和COD浓度的进一步提高,其中VFA主要成分为乙酸。当BES添加量为10 mmol/L时,体系STP和OP去除率最高分别为57.6%、77.6%,PH3单日最大产量可达41.8μg/L,相比未添加BES的反应器,磷的去除效果有明显提升。同时,抑制CH4合成对上清液TN去除也有明显促进作用,反应结束时TN去除率最高为85.9%,实现了同步脱氮除磷。基于以上结果,体系中磷的去除过程主要为上清液中OP还原为PH3,而该过程电子来源除电流作用所产生的一部分自由电子外,其余主要来源于H2和乙酸等有机酸在脱氢酶作用下的脱氢反应所生成的NADH,而抑制产CH4会减少H2和乙酸等有机酸在CH4合成中的消耗,用于磷还原的电子和电子供体增加,磷的去除效果得到进一步提高。因此,产CH4与除磷之间的电子利用机制实际为H2和乙酸等电子供体的竞争利用。微生物高通量测试分析表明,微电流强化除磷体系中有复杂多样的微生物群落,外加电流和添加BES均会导致体系特有OTUs数量增加;同时BES可促进体系优势菌属的形成,其中与除磷有关的优势菌属主要为厌氧醋菌属和醋杆菌属。本研究确定了微电流强化废水厌氧生物除磷工艺的最佳工艺条件;并初步分析了磷还原过程及与产CH4的竞争机制,为废水厌氧生物除磷的工程应用提供了一定技术参考。
秦川[3]（2021）在《稻田垄作免耕提高土壤氮素肥力的作用机制研究》文中研究表明水稻是世界上主要粮食作物之一,全世界水稻种植面积约占谷物种植面积的23%,水稻产量占粮食总产量的29%,我国水稻种植面积约占亚洲的31%。稻田生态系统是一种极其独特的生态系统,它的形成、演变和发展,与淹水灌溉、人为耕作、水稻栽培及水稻生长所要求的环境是分不开的。水稻土是在特殊的土壤管理措施下发育形成的,包括定期的淹水、排水、耕作、翻动和施肥等。“淹水条件下耕作”一直是水稻土利用中的最大难题,导致土壤大团聚体被破坏,易溶性养分淋失,土壤中微生物的数量及群落结构组成发生变化,使得水田的氮肥利用率不到旱地的一半。近些年来,稻田中大量化肥的施用更加剧了氨挥发、N2O排放和氮素淋溶等重大生态环境问题。稻田垄作免耕技术是一种保护性耕作技术,通过在田间起垄改变土壤的通气状况和水分利用条件,可以有效改善我国西南地区中低产稻田的土壤肥力状况和提高作物产量,但其作用机制并不完全清楚,尤其是垄作免耕对土壤氮素转化及氮循环转化相关微生物的影响尚缺乏深入研究。本文的研究目的为探索耕作措施提高土壤肥力的作用机制,构建长期垄作免耕下土壤综合肥力指数和作物生产力的量化关系,并以氮素为例研究耕作措施对水稻土中氮肥利用率的影响,以及反硝化和厌氧氨氧化反应导致的氮素损失及相关微生物的丰度、活性和群落结构组成,再利用宏基因组学方法研究耕作措施对稻田土壤中七种氮代谢途径特征的影响,初步解释垄作免耕提高土壤肥力的部分作用机理。本研究采用了Fuzzy综合评价法、15N同位素标记法、田间原位监测和室内培养法、定量PCR、宏基因组学和高通量测序等分子生物学技术,对垄作免耕下稻田土壤肥力时空演变规律、土壤综合肥力与作物生产力间的关系、反硝化和厌氧氨氧化作用的影响机理、氮代谢途径相关的微生物特征及提高氮肥利用率等方面进行了初步研究。主要结果如下:1、经过近30年的长期耕作,不同耕作措施下稻田土壤综合肥力指数和水稻产量变化存在较大差异,稻田土壤综合肥力指数（integrated fertility index,IFI）和水稻产量的平均值大小均表现为:垄作免耕>常规耕作>冬水田。垄作免耕、常规耕作和冬水田措施下水稻产量分别由1990年7000 kg hm-2分别增产至8993.3kg hm-2、8572.7 kg hm-2和8312.4 kg hm-2;垄作免耕措施下稻田土壤肥力综合指数平均值为0.66,分别比常规耕作和冬水田高0.09和0.18。说明长期垄作免耕能够显着提高稻田土壤综合肥力和水稻产量。2、从稻田土壤养分年际变化特征看,经过近30年的长期耕作,发现垄作免耕能够有效提高稻田土壤有机质、全氮、碱解氮和有效磷含量。垄作免耕措施下稻田土壤的有机质、全氮、碱解氮和有效磷含量的平均值分别为32.86 g kg-1、2.20g kg-1、143.35 mg kg-1和26.61 mg kg-1,均显着高于冬水田和常规耕作措施。三种耕作措施下稻田土壤有机质、全氮和速效钾含量年际变化规律均一致。从稻田土壤养分季节变化特征看,在整个水稻生长季（5-9月）,相比于常规耕作措施,冬水田和垄作免耕措施均能有效利用氮磷钾等土壤养分,且土壤肥力的季节变化趋势一致;耕作措施对于土壤p H值和阳离子交换量CEC的季节变化并不明显,而耕作措施对稻田土壤的游离态氧化铁含量的季节变化影响较大。从稻田土壤养分空间变化特征看,三种耕作措施下稻田土壤有机质、全氮、有效磷和游离态氧化铁含量均随土壤深度的增加而逐渐降低,表现为0-10 cm>10-20 cm>20-40 cm,说明养分都有向土壤表层（0-10cm）富集和积累的趋势。3、通过15N同位素示踪标记、田间原位监测和室内培养分析等方法,发现垄作免耕可以显着提高氮肥利用率。垄作免耕措施下氮肥利用率为31%,分别比冬水田和常规耕作措施下氮肥利用率高11%和14%。三种耕作措施下随水损失的氮素占施入氮素总量的比例有显着性差异（P<0.05）,其损失范围为19.5%-53.9%;垄作免耕措施下的NH3挥发损失最高,达到18.2%,分别比冬水田处理和常规耕作措施的NH3挥发损失高4.9%和7.73%,说明稻田生态系统中氮素随水损失和氨挥发损失是最主要的氮素损失途径。证明与长期冬水田和常规耕作相比,垄作免耕措施是一种较好的能够显着提高稻田氮肥利用率的耕作措施。4、利用15N同位素标记技术测定不同耕作措施稻田土壤中反硝化速率和厌氧氨氧化反应速率,发现三种耕作稻田土壤中均发生了反硝化反应和厌氧氨氧化反应,且水稻土的反硝化速率和厌氧氨氧化速率大小顺序均表现为:冬水田>常规耕作>垄作免耕;三种耕作稻田土壤中反硝化速率范围为2.85-4.20 nmol N g-1dry soil h-1,厌氧氨氧化速率的范围为0.42-1.09 nmol N g-1 dry soil h-1,且三种耕作措施下水稻土的厌氧氨氧化作用对N2产量的贡献率范围在12.85%-21.33%之间,耕作措施对稻田土壤中厌氧氨氧化作用对N2产生量的贡献率没有显着影响,同时证明了厌氧氨氧化作用是水稻土中氮素损失的重要途径之一。通过定量PCR和Illumina Hi Seq高通量测序等技术发现在三种耕作稻田土壤中均检测到了反硝化微生物和厌氧氨氧化微生物,在DNA水平上反硝化微生物nos Z功能基因(的丰度范围为4.86×107-7.56×107 gene copies·g-1（dry soil）,厌氧氨氧化16S r RNA基因丰度的范围为6.91×105-8.52×105 gene copies·g-1（dry soil）,反硝化微生物nos Z基因的丰度比厌氧氨氧化16S r RNA基因丰度高两个数量级;三种耕作稻田土壤中反硝化微生物nos Z基因和厌氧氨氧化微生物16S r RNA基因丰度最高的均为冬水田,最低的均为垄作免耕。而在c DNA水平上,三种耕作措施下的水稻土中nos Z功能基因转录丰度范围为4.21×105-7.43×105 gene copies·g-1（dry soil）,厌氧氨氧化16S r RNA基因转录丰度的范围为3.07×105-7.44×105 gene copies·g-1（dry soil）,反硝化微生物nos Z基因与厌氧氨氧化16S r RNA基因丰度没有显着性差异（P>0.05）。稻田土壤中反硝化微生物nos Z基因群落与固氮螺菌属（Azospirillum）和根瘤菌属（Rhizobium）有较近的亲缘关系,硝态氮和铵态氮是影响反硝化微生物群落结构的主要环境因子。稻田土壤中厌氧氨氧化微生物群落的优势种群为浮霉菌门Candidatus Brocadia属,全氮和p H值是影响厌氧氨氧化微生物群落结构的主要环境因子。耕作措施对反硝化微生物nos Z基因和厌氧氨氧化微生物16S r RNA基因的群落结构影响不显着,说明垄作免耕可能是通过影响反硝化细菌和厌氧氨氧化细菌的数量,而不是通过影响反硝化和厌氧氨氧化微生物群落组成来氮素循环。5、结合Hiseq高通量测序技术对三种不同耕作措施稻田土壤进行宏基因组测序,发现三种不同耕作措施稻田土壤具有相同的氮代谢途径:氨同化过程是检出频率最高的氮代谢途径,而厌氧氨氧化过程是检出频率最低的氮代谢途径。变形菌门（Proteobacteria）的微生物可以同时参与包括氨同化、硝酸盐异化还原和硝酸盐同化还原等7种氮代谢途径,变形菌门（Proteobacteria）、硝化螺旋菌门（Nitrospirae）、酸杆菌门（Acidobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）的微生物可以同时参与包括氨同化、反硝化、硝酸盐异化还原和硝酸盐同化还原等4种氮代谢途径,体现了稻田土壤中氮代谢功能多样性。不同耕作措施下稻田土壤中同一氮代谢过程可由不同的微生物参与,且负责整个氮代谢途径的微生物的群落结构也并不完全相同。综上所述,在紫色土稻田生态系统中,与冬水田和常规耕作相比,长期垄作免耕显着提高了稻田土壤肥力和作物生产力,通过研究稻田生态系统中与氮循环相关的微生物作用,明确了耕作措施对与氮素损失相关的微生物丰度、群落结构组成及氮代谢途径的影响,在减少氮素损失的同时提升了水稻的氮肥利用效率,达到了利用耕作措施进行土壤综合培肥的目的。尽管现有的研究结果证明垄作免耕措施是一种有效提高氮肥利用率的耕作措施,仍然需要更多的数据和证据来证明在更大面积、更大尺度范围的稻田、跨越多个水稻种植季甚至是设置其他土壤类型同样能够提高水稻氮肥利用率,这是很有必要的。
袁鹏[4]（2021）在《铁源对水稻吸收运输氧化铜纳米颗粒的影响与机制研究》文中研究表明金属纳米颗粒（Metal-based nanoparticles,MNPs）的广泛使用导致土壤成为了MNPs在环境中的主要沉积库。一旦被释放到环境中,MNPs的行为和归趋会受到环境中大量元素的影响,尤其是氧化还原敏感元素——铁（Fe）。进入土壤中的MNPs可以被植物根系吸收,甚至会转移到农作物的果实中,从而对人类和动物健康构成潜在威胁。同时,根际环境中Fe元素对于植物根系结构及其重金属吸收过程都会产生一定影响。因此,研究铁元素对植物吸收累积MNPs的影响可为客观评估MNPs的环境风险提供科学依据。本研究以室内模拟试验为主,选用氧化铜纳米颗粒（CuO NPs）,以水稻为研究对象,通过向水稻根际环境供给不同铁源,考察了Fe2+介导下水稻对CuO NPs吸收和累积情况,分析了Fe2+供给对CuO NPs胁迫植物根系的代谢影响机制,研究了硫酸亚铁和纳米零价铁（nZVI）等不同铁源添加后CuO NPs在土壤-植物系统中迁移、吸收和累积规律。主要研究结果如下:（1）阐明了Fe2+介导下水稻对CuO NPs的动态吸附与吸收的影响。Fe2+通过改变CuO NPs的团聚和溶解性能从而影响CuO NPs的环境行为。Fe2+促进了CuO NPs的溶解同时抑制了其团聚。在Fe2+介导下,CuO NPs中Cu（II）逐渐转化为Cu（I）,Fe（II）则同步被氧化成Fe（III）。环境中的Fe2+会持续诱导水稻根表面形成铁膜。根表铁膜主要以无定型铁膜为主,其含量是结晶态铁膜的45～48倍,而铁膜的形成几乎不受CuO NPs的影响。由于Fe2+存在,水稻根表对Cu元素吸附量随时间的增加而减少,而且Fe2+诱发了水稻根部和地上部分中Cu元素累积量持续下降。（2）明确了Fe2+供给下CuO NPs对水稻根系代谢的影响。CuO NPs处理、Fe2+处理以及CuO NPs-Fe2+复合处理三种不同暴露条件显着改变了水稻根系的代谢水平。Fe2+主导了CuO NPs-Fe2+复合处理下水稻根系的代谢物变化。Fe2+处理下调了与重金属代谢有关的有机酸（柠檬酸、琥珀酸、富里酸以及草酸）和氨基酸（天冬氨酸、谷氨酸、酪氨酸以及丝氨酸）,这有助于缓解CuO NPs对水稻的胁迫,减少了水稻植株对Cu元素的吸收和累积。（3）弄清了不同铁源对土壤中CuO NPs生物有效性的影响。Fe2+和nZVI处理提高了分蘖期土壤中CuO NPs的生物有效性;而在成熟期仅高浓度Fe2+处理下土壤中CuO NPs的生物有效性显着降低了45.4%。土壤微域中Cu、Fe、Zn、K、P和S元素荧光强度均正相关,尤其是Fe和Zn元素位置分布的相关性极高。（4）揭示了土壤中添加的不同铁源对水稻吸收累积CuO NPs的影响。未添加铁源的CuO NPs的处理会造成水稻迟熟不灌浆,而Fe2+和nZVI的添加缓解了CuO NPs对水稻生长造成的毒害。铁源添加增加了水稻根表铁膜的含量。水稻根和叶中Cu元素的累积变化较为一致,中低浓度亚铁以及nZVI处理会减少Cu元素在水稻根和叶中的累积。Fe（II）和nZVI处理进一步增加了水稻根中尤其是根表区域Cu、Fe、Zn元素的相关性。Fe（II）处理造成在胚芽以及糊粉层中分布更多Zn元素;nZVI处理后种皮中Cu和Fe累积更多。
许元钊[5]（2020）在《克氏原螯虾养殖对稻田生态系统影响的初步研究》文中研究表明克氏原螯虾（Procambarus clarkii）是目前世界上养殖产量最高的淡水螯虾。中国是全球最大的克氏原螯虾养殖国家。当前克氏原螯虾稻田养殖即稻虾综合种养模式在我国发展迅速,总种养面积已逾1000万亩,但相关理论研究相对滞后,水稻种植和水产养殖叠加耦合后稻田生态系统的结构和功能状况变化目前尚处于未知状态。为了探究克氏原螯虾养殖对稻田生态系统的影响,以期进一步完善稻田综合种养模式的技术和理论体系,本研究以水稻单作稻田为对照,选择不同地区的稻虾综合种养开展调查研究,从水质、土质、浮游植物、浮游动物、土壤微生物及养殖水体初级生产力等方面考察了克氏原螯虾稻田养殖系统,主要研究结果如下:1.于2018年3月～6月对江汉平原四个调查站点的近200亩共24块稻虾综合种养（IRCC）和水稻单作（TRF）稻田的水理化因子进行了采样调查,每半个月调查1次,监测了IRCC和TRF水体的15项理化指标。结果显示:（1）克氏原螯虾养殖期,IRCC中的水温、pH、浊度、透明度、溶解氧含量、氧化还原电位和电导率变化范围分别为7.24～29.02℃、7.56～8.28、7.55～41.69 NTU、0.21～0.55 m、4.26～9.71 mg/L、151.62～247.82m V和294.44～433.43μS/cm;TRF中的水温、pH、浊度、溶解氧含量、氧化还原电位及水体电导率的变化范围分别为8.73～29.89℃、7.90～9.17、2.54～13.40 NTU、7.46～13.22mg/L、131.65～240.53 mV和189.95～293.60μS/cm;随养殖时间变化,IRCC和TRF的水温和浊度逐渐升高,透明度、氧化还原电位、电导率呈下降趋势,溶解氧含量先降低后升高。（2）IRCC中总氮、总磷、硝态氮和磷酸盐含量变化范围分别为1.64～3.36 mg/L、0.16～0.32 mg/L、0.08～0.27 mg/L和0.04～0.13 mg/L,TRF中总氮、总磷、硝态氮和磷酸盐含量分别为1.31～2.27 mg/L、0.07～0.20 mg/L、0.04～0.19 mg/L和0.02～0.05 mg/L;高锰酸盐指数和叶绿素a含量在IRCC分别为7.20～16.76 mg/L和4.89～37.78μg/L,在TRF分别为5.19～6.01 mg/L和1.03～15.87μg/L;两类水体氨态氮、亚硝酸盐及叶绿素a含量均随时间变化而逐渐增加。相较于水稻单作,稻虾综合种养提高了水体浊度、电导率、叶绿素a等含量,降低了水体水温、pH及溶解氧含量。克氏原螯虾的养殖增加了稻田水体营养盐含量,加剧了水体的营养负荷。2.调查了稻虾综合种养水体和水稻单作稻田水体的浮游生物种类组成、密度和生物量,并每月一次测定了两类水体的初级生产力。结果显示:（1）共鉴定出浮游植物7门146种,其中IRCC中7门141种,蓝藻15种,绿藻85种,硅藻23种,甲藻5种,裸藻7种,隐藻2种以及金藻4种,优势种多为蓝藻;TRF中7门103种,蓝藻11种,绿藻63种,硅藻17种,甲藻3种,裸藻6种,隐藻2种以及金藻1种,优势种多为绿藻;两者共有物种98种,物种组成相似度较高。IRCC的浮游植物细胞密度变化范围为3.79×106～1.73×108 cells/L,TRF为3.25×105～4.66×107 cells/L,叶绿素a含量为1.03～37.78μg/L;IRCC的细胞密度和藻类生物量显着高于TRF,且随时间变化,两者的细胞密度均呈上升趋势。两者浮游植物群落多样性指数（H’）均值分别为2.052和1.700,多样性评价等级均为III级,为较好水平。（2）共鉴定出大型浮游动物54种,其中IRCC中48种,枝角类28种、桡足类20种,优势物种多数为枝角类;TRF中39种,枝角类25种、桡足类14种,优势种多为桡足类。两者共有种类为33种,种类组成相似度较高。IRCC的种群密度和生物量均显着高于TRF,且随时间变化,两者均呈增加趋势。两者浮游动物群落多样性指数（H’）均值分别为1.181和1.132,多样性评价等级为II级,为一般水平。（3）IRCC的总生产量、净生产量及呼吸量均显着高于TRF,且两类水体的初级生产力随时间变化逐渐增加,两者初级生产力最大在6月,分别为15.49 mg O2/（L·d）和4.36 mg O2/（L·d）,最小在3月,1.97 mg O2/（L·d）和0.49 mg O2/（L·d）。相对于水稻单作模式,进行克氏原螯虾养殖的稻虾综合种养模式增加稻田水体浮游生物的物种组成,使得藻类细胞和浮游动物种群密度及生物量显着高于水稻单作稻田,同时也显着提高了稻田浮游植物的初级生产力。3.在洪湖市和潜江市采集水稻单作（TRF）和种养年限为2年、4年、6年10年的稻虾综合种养（IRCC）田块中的土壤,测定了稻虾综合种养稻田的环沟（TRC）、耕作层（PRC）和水稻单作稻田（TRF）土壤的11项理化指标和微生物数量,并测试了土壤微生物群落的功能多样性。结果显示:（1）土壤的pH、电导率及含水率（%）在6.54～7.78、1.82～2.16ms/cm、0.30～0.55之间;总碳、总氮、硝态氮、氨态氮、亚硝态氮及速效磷等含量均表现出TRC>PRC>TRF,且总碳、总氮、总磷、有机碳、氨态氮和亚硝态氮等含量随种养年限的增加而升高,硝态氮和速效磷含量随种养年限的增加先升高后下降。（2）随种养年限的增加,土壤微生物生物量无较大差异,但微生物多样性指数逐渐减小;PRC中土壤微生物对碳源的利用能力高于TRC,在PRC中,2年>TRF>4年>6年>10年,TRC中,4年>2年>6年>10年。克氏原螯虾养殖使稻田土壤积累了较多的碳氮磷等营养物质,增加了稻田土壤营养负荷。随年限增加,土壤养分综合指数逐渐升高,由中营养上升至高营养水平;土壤微生物对碳源的利用能力先上升后降低,多样性指数逐渐减小,碳代谢能力逐渐减弱。4.为考察残饵对稻田生态系统的可能影响,采用不同饲料开展了浸泡试验,测定其营养释放情况及其对水质的影响,结果显示:饲料浸泡96h后,水中硝酸盐、磷酸盐、氨态氮及亚硝酸盐等均上升到一个较高水平,对水质存在显着的负面影响,导致水体营养负荷增加,水体有恶化趋势。为了减轻残饵对水质的负面效应,在饲料浸泡试验结束后将索罗金小球藻（Chlorella sorokiniana）接种到各试验组中,培养8d后,发现蒸馏水和养殖原水两个处理组中硝酸盐的去除率分别为77%和83%,磷酸盐为62%和56%,铵态氮为92%和89%;小球藻OD680nm增加了0.446和0.654,生物量增加了2.126 g/L和3.115 g/L。结果表明,饲料浸泡的营养释放会使水体氮、磷等含量迅速升高,而小球藻对此引起的水体营养加富具有较好的吸收净化效果。本研究结果确认了克氏原螯虾的养殖对稻田生态系统的具体影响效应,在一定程度上增加了稻田水体营养盐含量,提升了稻田土壤肥力,但同时也加剧了水体和土壤的营养负荷;增加了稻田浮游生物的物种组成、种群密度及生物量,提高了稻田浮游植物的初级生产力,但同时也使得土壤中的微生物对不同碳源的利用能力、微生物群落多样性指数等发生较大变化。克氏原螯虾养殖对稻田生态系统的影响有利有弊,本研究结果可为客观认识和评价克氏原螯虾的稻田综合种养提供数据支撑。
尹带霞[6]（2020）在《稻田土壤中砷迁移转化及其机制的原位研究》文中研究说明砷（As）是威胁人类健康的重要污染物之一,水稻作为全球重要的粮食作物,长期生长在淹水的还原环境中,比其他农作物更易吸收砷,稻米中的砷污染严重威胁人类健康。根际作为水稻砷吸收最为关键的区域,其性质对砷的迁移转化有重要影响,如p H、氧化还原电位、有机酸的分泌和微生物活动等。本研究在异位采样方法的基础上,引入原位技术,使用梯度扩散薄膜技术（DGT）研究砷有效性在根际二维分布的异质性,同时借助平板光极技术（PO）和土壤酶谱（SZ）技术分析根系泌氧和酶活性的二维分布,将理化性质和生物活性相结合,系统研究了水稻根际环境中砷的氧化还原过程及其作用机制,深入了解砷在水稻根际环境中迁移转化的异质性分布及其对植物吸收的影响,可为减控砷从土壤向水稻转移提供理论支持和现实指导。本课题的主要研究结果如下:（1）使用PO分析根系泌氧的分布情况,发现水稻根际附近的土壤环境按氧化状态和距根远近可划分为根际好氧区和非根际厌氧区。同时使用两种DGT吸附膜分析水稻根际有效砷的空间分布规律,发现不同DGT吸附膜都显示了砷有效性在好氧区低于厌氧区,且砷和铁在根尖都出现通量最大值,证实了根际元素有效性的异质性存在一定规律。结合As的土-水分配分析有效砷在根际不同区域的分布和扩散机制,发现有效砷在根际的空间分布可能来源于砷在不同区域的扩散,即从非根际向根际。（2）在水稻根际同时应用DGT和SZ技术,分析砷有效性与酶活性在根际的相互关系,同时借助微生物群落结构分析研究其机制。实验结果发现,稻根中不同部位砷有效性与磷酸酶活性的相关性不同,根尖周围砷有效性与酸性磷酸酶活性呈正相关关系,而成熟主根体附近砷、磷有效性与磷酸酶活性呈负相关关系,说明根际不同部位酶活性不同可能是有效砷在根际异质性分布的原因之一。根系在砷的胁迫下,会影响根系微生物群落结构,从而影响砷有效性和植物吸收。（3）选取根系泌氧能力不同的水稻品种,分析根际砷的氧化还原反应及其有效性。结果发现,不同品种水稻根际砷形态差异较大,土壤溶液中As（Ⅲ）浓度在耐砷性强的品种根际低于不耐砷的品种根际,砷氧化酶aro A-like基因丰度与土壤溶液中砷浓度和植物组织中砷浓度都呈显着负相关关系。原位DGT和SZ实验发现在耐砷品种中根际As（Ⅲ）与酶活性呈正相关关系,而在非耐性品种则呈负相关关系。不同品种水稻对砷的耐性不同,其原因可能在于根际环境差异。（4）外源添加硝酸盐模拟稻田淹水环境,分析砷在水稻耕作层不同深度处的氧化还原反应及硝酸盐对砷转化的影响。结果发现,硝酸盐可显着影响稻田环境中的砷循环,且在不同深度处影响不同。其机制主要是通过影响土壤环境条件及砷功能基因,硝酸盐的还原过程不仅能影响土壤中铁氧化物的存在形式,而且能通过微生物过程,降低As（Ⅴ）还原酶或增加As（Ⅲ）氧化酶来改变砷形态,影响砷有效性。通过调控稻田土壤中砷的氧化还原来影响砷溶出是控制砷向农作物转移的一个潜在的有效措施。
何小庆[7]（2020）在《地表环境过程中的铬同位素分馏机制及应用》文中研究指明随着多接收质谱仪分析技术的不断发展,铬（Cr）稳定同位素体系开始得到广泛应用。在地表环境中,Cr主要以六价铬[Cr（Ⅵ）]和三价铬[Cr（Ⅲ）]的形式存在。岩石矿物中的Cr（Ⅲ）可以被锰氧化物氧化成可溶性的Cr（Ⅵ）,而Cr（Ⅵ）也易被有机质和二价铁还原成难溶的Cr（Ⅲ）,且Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）的转化过程中会伴随着同位素分馏,因此Cr同位素（δ53Cr）可用于示踪地表环境过程中Cr的循环过程。在本文中,我们围绕着Cr同位素在各种表生过程中的分馏机制及应用,开展了以下三个方面的工作。首先,厘清风化过程土壤中Cr在不同组分的转化机制以及伴随的Cr同位素分馏对于理解地表Cr循环具有重要意义。红壤是我国一种重要的土壤类型,其中,红壤性水稻土是一种典型的氧化还原状态周期性快速交替的耕作土壤。在强烈的自然作用和人为干预下,红壤性水稻土的物质循环过程相对复杂。我们测量了江西孙家小流域的两套耕作时间不同的红壤性水稻土剖面和两套钻孔样品的Cr同位素组成。其中,新水田剖面的耕作时间约为20年,δ53Cr值的变化范围为-0.34‰～-0.22‰;而老水田剖面的耕作时间约为100年,δ53Cr值的变化范围为-0.20‰～-0.06‰。整体上,老水田比新水田的δ53Cr值偏正,这可能是由于长期周期性的淹水-放水过程中,地表水中富集重同位素的Cr（Ⅵ）被还原沉淀,改变了整个剖面土壤的Cr同位素组成。为更深入地了解红壤性水稻土中的Cr循环过程,我们通过淋滤实验将土壤中的Cr分成酸可提取态、铁锰氧化物结合态、有机质结合态和残渣态。淋滤组分的Cr同位素结果表明,土壤中的铁氧化物结合的Cr具有较重的Cr同位素特征;有机质吸附结合或还原了同位素偏轻的Cr,使得土壤溶液中剩余Cr（Ⅵ）的同位素偏重。该研究也是对氧化风化过程中Cr同位素分馏机制解释的重要补充,即Cr（Ⅲ）的氧化过程产生的分馏相对较小,风化残留物Cr同位素组成偏轻的主要原因可能在于产生的Cr（Ⅵ）的再还原过程。此外,两套土壤钻孔样品的结果与上述剖面结果基本相同。风化产物最终会进入河流中,并传输到海洋。因此,河流是联系陆地和海洋的重要媒介。为了进一步了解Cr在地表循环过程中的同位素分馏机制,我们选取了山东的小清河为研究对象,系统测定了从上游到河口底泥沉积物的Cr同位素组成。此外,小清河是莱州湾入海河流中污染最严重的河流之一,河流底泥的Cr同位素组成可能指示不同来源的Cr的贡献。由于碎屑中大量的Cr可能会掩盖自生Cr同位素的信号,我们通过Cr/Ti校正与淋滤实验得到了自生Cr同位素,两者结果基本一致。在小清河上游区域,底泥δ53Cr值偏正,可能指示来自工业生产Cr的输入;而中游区域底泥具有稍偏正的δ53Cr值,可能指示来自自然环境氧化风化的贡献;下游、河口以及莱州湾底泥的δ53Cr值均落在火成岩储库的范围内,指示该区域Cr的主要来源为碎屑物质。最后,我们在探究了现代地表环境过程中Cr循环和Cr同位素分馏机制的基础上,探讨了 Cr同位素在指示古环境氧化还原状态变化方面的潜力。埃迪卡拉纪（635Ma～541 Ma）是地质历史时期中的重要阶段,在此期间,宏体多细胞动物首次出现,而动物的生存需要环境中氧气含量达到一定的程度。但是,目前对于埃迪卡拉纪海洋氧化还原状态的演化历程仍存在争议。我们利用Cr同位素这一新兴的古环境氧化还原指标,分别测定了华南埃迪卡拉纪浅水相和深水相两套地质记录中的Cr同位素组成。结果表明,浅水相王集钻孔中的页岩具有较重的Cr同位素组成,δ53Cr值最高达1.11‰;而深水相蓝田剖面页岩的δ53Cr值则基本在火成岩储库的范围内。这说明埃迪卡拉纪海洋的氧化还原状态存在高度的空间不均一性,即浅水区域为氧化状态,而深水区域仍处于广泛厌氧状态。陆源风化带来的富53Cr的可溶性Cr（Ⅵ）未能传输至斜坡/海盆地区就已经被完全还原沉降。除此以外,王集钻孔陡山沱组上部的碳酸盐岩δ53Cr的高值与碳同位素的正漂移相对应,可能指示了当时海洋初级生产力的大幅度提高。综上所述,铬同位素可以有效示踪土壤中Cr元素的循环过程,揭示氧化风化过程中的Cr同位素分馏机制;判别河流底泥中Cr的物质来源,为现代环境管理提供重要科学依据;可以应用在地质历史时期的沉积记录中,指示古大气-海洋系统的氧化还原变化。
李笑[8]（2020）在《多表面模型预测土壤中Cd/Pb形态分布及其水稻中积累特征》文中认为土壤是重金属污染的源和汇,随着人口增长和社会经济的发展,我国土壤重金属污染问题日益严重。我国水稻集中种植的南方区域,土壤中往往存在多金属复合污染,其毒性效应与单一重金属污染不同。水稻种植过程中交替进行的淹水和排水改变了土壤的氧化还原环境,进而影响着土壤中重金属的形态及其生物有效性,对多金属复合毒性效应更为复杂。研究水稻生长过程中复合重金属在土壤固相活性组分-土壤溶液-水稻体系的形态分布与迁移,明确多金属在土壤活性组分界面的竞争、对植物有效性的作用机理,有助于全面认识重金属在农田系统中的迁移转化过程,同时对农田系统重金属的农产品安全风险和土壤生态风险的评估提供支撑。因此,本文以Cd、Pb复合污染的棕红壤性水稻土为研究对象,通过盆栽实验研究水稻生长过程干湿交替条件下重金属的形态变化、不同浓度Pb对Cd生物有效性的影响,以多表面模型预测重金属形态及其随环境变化的响应,初步建立重金属植物有效形态与水稻籽粒中重金属浓度的关系。主要研究内容包括:（1）研究水稻种植期间交替淹排水影响下土壤中Cd、Pb的形态变化及其影响因素;（2）利用多表面模型预测水稻种植过程中氧化还原状态下自由态重金属Cd、Pb离子浓度;（3）探究水稻种植过程中各形态Cd、Pb浓度与籽粒中重金属浓度的相关性及Pb对Cd生物有效性的影响。主要结论如下:（1）水稻生育期内淹水过程中水层与上下土层pH、Eh、DOC等变化存在明显差异,排水后土层pH、Eh、DOC值较淹水后期变化不大。淹水初期随时间增加,水层pH先降低而后逐渐升高并趋于稳定,而土壤上下层pH变化趋势一致,均为先升高而后逐渐呈现平稳状态;整个淹水周期内水层Eh相对保持稳定,而土层Eh在淹水初期急剧降低后趋于稳定;水层DOC受施肥和农药影响在淹水初期和后期浓度较高,上下土层DOC值在整个淹水期内无明显变化,排水期DOC值较淹水期有略微下降。（2）稻田交替进行的淹水和排水过程中NO3-、SO42-、溶解性铁锰均呈现先增后减并逐渐回复到淹水初期的浓度水平。淹水初期,水层和上下土层NO3-浓度升高,淹水中期回复到淹水初始水平;淹水排水期间水层和土壤溶液上下层SO42-浓度变化趋势与NO3-一致,淹水20天内SO42-浓度升高至最大值,后回落并趋于稳定;上下土层溶解性铁的浓度在淹水17天时达到最大值,水层变化滞后,淹水后期溶解性铁浓度降低并趋于稳定;底层溶解性锰在17天时达到最大值,上层土壤和水层的溶解性锰在35天左右达到最大。（3）各复合重金属处理中溶解态和自由态重金属Cd、Pb浓度变化趋势基本一致,均随淹水时间的延长浓度逐渐降低并趋于稳定。其中自由态Cd、Pb浓度分别占溶解态Cd、Pb的71.32%、83.97%。各形态重金属变化规律与pH升高、SO42-还原为S-并与重金属生成沉淀以及重金属与铁锰的共沉淀有关。（4）模拟和测定了溶解态和自由态重金属Cd、Pb的浓度,该浓度值均与糙米中的含量线性相关。多表面模型能较好地预测不同Pb、Cd浓度处理中溶解态和自由态Pb、Cd的浓度。水稻籽粒中Cd、Pb含量均随土壤Pb含量的增大而增加,除（3,0）处理中的Pb含量,其它处理籽粒中含量均超过食品安全标准值。淹水初期土壤中溶解态、自由态Cd浓度与成熟期水稻籽粒中Cd浓度均呈显着性相关（p<0.01,R2≧0.98）,表明供试土壤中溶解态、自由态Cd、Pb浓度均能反映其在水稻籽粒中的累积性,可为建立复合体系的土壤重金属农产品安全标准提供参考。
张塞[9]（2020）在《赣南某稀土矿区水土环境评价研究》文中进行了进一步梳理在资源勘查与环境保护并重稳步推进的大背景下,对矿区的环境质量与生态风险评价的研究成为近年来的研究热点。本文以江西赣南典型离子吸附型稀土矿区地表水、土壤两种主要的环境介质为研究对象,从环境地球化学、环境科学与工程学、生态学等方面对该地区地表水、土壤重金属的赋存状态、迁移能力以及生物有效性进行了详细研究,得到了一些认识,主要有:1.从环境地球化学的角度对轻、中、重三种不同类型的稀土矿区进行了间隔56年的系统采样和分析测试,借助于大量实测数据和综合分析方法的应用,探究了离子吸附型稀土矿区水体、土壤有害元素的富集水平,解析了重金属元素在水-土壤循环系统中的地球化学特征及环境行为。可知远离矿区的采样点水体质量较好,符合Ⅰ类水环境质量标准。存在Cd、Pb、Cu、Zn超标和污染的采样点主要集中在稀土矿排出水、稀土分离厂上下游、近矿支流。水稻土壤样品中的Cd、Pb平均含量分别是背景值的1.72倍和2.14倍,流域内位于矿山下游河流沿岸农田土壤Cd的平均值、尾矿库附近农田Pb的平均值分别是土壤背景值的2.33倍和3.06倍,22.7%样品的Cd、Pb含量超过风险筛选值。2.研究了土壤样品中重金属的含量、空间分布、赋存形态特征及其影响因素。研究区水稻土壤重金属主要以残余态存在,占总量的65.5%。可交换态所占比例仅次于残余态,分别占总量的47.1%和13.5%。在重金属形态分析的基础上,利用地累积指数法、潜在生态风险指数及RAC指数法探讨了水稻土壤的重金属生态风险。地累积指数与潜在生态风险所得评价结果显示Cd、Pb的累积程度及生态风险水平较高,Co、Ni、Cu、Zn较低,RAC生态风险评价的结果表明Cd生态风险较高,Co、Zn、Pb中等,Cu、Ni较低。三种方法的评价结果都表明了研究区水稻土壤中Cd具有较高的累积程度和迁移活性,生态风险较高。3.研究结果将为识别稀土矿周边水稻农田土壤的潜在环境风险、为提出有效的应急防范措施提供研究依据。从经济社会可持续的角度为当地政府及相关部门客观核定开采环境成本,及时采取矿产资源开发调控措施提供了数据支持。
王坤[10]（2020）在《水稻土中铁氧化还原过程对铁还原微生物群落结构的影响》文中提出水稻土中Fe（Ⅲ）还原微生物分布极为广泛,并且对土壤污染修复和抑制温室气体排放具有重要的意义。水稻土周期性的淹水和落干使土壤周期性的处于还原和氧化状态,其中土壤中氧化铁种类和丰度以及氧气含量发生显着变化。氧化铁和氧气的改变对于水稻土中铁还原微生物群落结构影响及对铁还原的贡献需要进一步讨论,同时不同种植区水稻土固有的氧化铁也会影响土壤微生物群落。因此,本研究分淹水和落干两部分,系统研究不同种植区水稻土中添加氧化铁厌氧还原过程以及不同氧含量的氧化过程中铁还原微生物的群落结构及演替方式,并阐明铁还原微生物群落在整个铁循环过程的贡献。本研究以采自湖南省（HN）和四川省（SC）的水稻土作为供试土壤,分别添加水铁矿（无定型氧化铁）和针铁矿（晶体氧化铁）于水稻土中进行厌氧富集培养,以不添加氧化铁的水稻土作为对照处理,探讨厌氧培养过程中不同处理中地杆菌、厌氧粘细菌、梭菌以及芽孢杆菌四种典型铁还原微生物的丰度及群落结构的差异;将水稻土进行严格厌氧培养15d后,每天在水层上方通入2%含量氧以及泥浆内部通过量氧处理,以厌氧培养的水稻土作为对照,探讨在通氧处理后的25d的培养时间段不同氧含量对四种典型铁还原微生物群落结构的影响;分析不同类型氧化铁及氧含量对水稻土铁还原过程改变,并从铁还原微生物群落结构变化角度探讨此过程变化的生物学机理。（1）不同类型氧化铁引起的铁还原微生物丰度差异大小随着培养时间发生改变。对于HN水稻土,水铁矿和针铁矿均能显着促进四种铁还原微生物丰度;对于SC水稻仅有水铁矿促进铁还原微生物丰度,而针铁矿促进作用并不显着。说明不同种植区水稻土中铁还原微生物对于晶体氧化铁的利用存在差异。以梭菌和芽孢杆菌为代表的兼性铁还原微生物对于水铁矿的敏感性低于以地杆菌和厌氧粘细菌为代表的专性铁还原微生物,但两类铁还原微生物对于针铁矿的敏感性恰好相反。（2）厌氧培养过程中,Firmicutes和Proteobacteria是水稻土中的优势门。对于HN水稻土,地杆菌科、梭菌属的相对丰度在水铁矿和针铁矿厌氧培养处理中显着升高;厌氧粘细菌属相对丰度在水铁矿处理中显着降低,在针铁矿处理中显着升高;芽孢杆菌属的相对丰度对两种氧化铁并无明显响应。对于SC水稻土,地杆菌科,厌氧粘细菌属以及梭菌属对于在水铁矿处理中显着升高,而在针铁矿处理却无明显变化;芽孢杆菌属相对丰度对两种氧化铁也无明显响应。PCA结果表明培养时间对四种铁还原微生物群落结构影响强于氧化铁类型;水铁矿对四种铁还原微生物群落结构影响强于针铁矿。系统发育表明厌氧培养中具有铁还原潜力的OTU广泛分布于四种铁还原微生物中。（3）通氧培养下,Firmicutes的相对丰度随着氧含量的升高而升高,Proteobacteria恰好相反。地杆菌科中一些OTU相对丰度在高氧含量下显着升高,同时也有部分OTU的相对丰度显着降低;厌氧粘细菌属的相对丰度随着氧含量升高而升高;梭菌属的相对丰度随着氧升高而降低;芽孢杆菌属在培养20-40d时相对丰度低于1%,在不同氧浓度下其相对丰度变化变化并明显。PCA结果表明在培养20-40d时氧含量改变了地杆菌和厌氧粘细菌的群落结构和演替方式,而对于梭菌和芽孢杆菌的群落结构和演替方式影响较小。系统发育表明典型铁还原微生物中一些OTU与已报到的具有铁还原功能的微生物具有很高的同源性,它们在有氧环境中可能参与铁还原过程。（4）添加水铁矿显着促进了水稻土中铁还原过程,添加针铁矿对铁还原过程促进作用并不显着。随着氧含量的增加,氧气对铁还原过程抑制作用逐渐增强。厌氧培养过程中四种铁还原微生物相对丰度和多样性指数与铁还原过程密切相关。水铁矿主要促进培养5d时地杆菌和厌氧粘细菌的数量增加,在培养前期促进铁还原速率的增大。在有氧环境下,部分耐氧型铁还原微生物利用氧化作用产生的Fe（Ⅲ）,在有氧环境中进行微生物铁还原过程。
二、水稻土氧化还原电位及其应用的初步探讨（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、水稻土氧化还原电位及其应用的初步探讨（论文提纲范文）
（1）Zr-Mn氧化物修复砷锑污染水、土环境的作用及其机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩写及符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水、土环境中砷、锑污染概况 |
| 1.1.1 砷、锑的性质及危害 |
| 1.1.2 水体中砷、锑污染 |
| 1.1.3 土壤中砷、锑污染 |
| 1.2 砷、锑的地球环境化学行为 |
| 1.2.1 砷、锑在环境中的存在形态 |
| 1.2.2 砷、锑的迁移转化 |
| 1.3 砷、锑污染环境修复技术 |
| 1.3.1 水体去除砷、锑技术 |
| 1.3.2 土壤砷、锑污染修复技术 |
| 1.4 砷、锑吸附氧化机理研究 |
| 1.5 Zr-Mn氧化物的特性及应用 |
| 1.5.1 Zr的特性及应用 |
| 1.5.2 Mn的特性及应用 |
| 1.5.3 Zr-Mn氧化物的特性及应用 |
| 1.6 研究目的、意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容和技术路线 |
| 第二章 Zr-Mn氧化物的制备和表征 |
| 2.1 实验材料及方法 |
| 2.1.1 实验试剂及仪器 |
| 2.1.2 制备方法 |
| 2.1.3 表征方法 |
| 2.1.4 数据统计及分析 |
| 2.2 Zr-Mn氧化物的表征结果 |
| 2.2.1 形貌特征分析(SEM) |
| 2.2.2 比表面积及孔结构分析(BET) |
| 2.2.3 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.2.4 傅里叶红外分析(FTIR) |
| 2.2.5 Zeta电位分析 |
| 2.2.6 光电子能谱分析(XPS) |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 Zr-Mn氧化物去除水溶液中As、Sb的作用及机制 |
| 3.1 实验材料及方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 样品分析方法 |
| 3.1.4 数据统计与分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 去除水溶液中的Sb |
| 3.2.2 去除水溶液中的As(Ⅲ)、Sb(Ⅲ) |
| 3.3 As、Sb在 Zr-Mn氧化物-水界面的吸附氧化机理 |
| 3.3.1 FTIR分析 |
| 3.3.2 Zeta电位分析 |
| 3.3.3 XPS分析 |
| 3.3.4 吸附氧化机理探析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Zr-Mn氧化物钝化修复土壤中As、Sb的效果及机制 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 样品分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 土壤p H值的变化 |
| 4.2.2 Sb(Ⅲ)/(Ⅴ)、As(Ⅲ)/(Ⅴ)的变化 |
| 4.2.3 土壤Sb、As形态的变化 |
| 4.2.4 土壤Sb、As矿物相组成分析 |
| 4.2.5 土壤有机质含量的变化 |
| 4.2.6 相关性分析 |
| 4.3 Zr-Mn氧化物修复土壤中As、Sb的作用机制 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 5.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（2）微电流强化废水厌氧生物除磷基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 废水中磷来源及危害 |
| 1.1.1 废水中磷的来源 |
| 1.1.2 含磷废水的危害 |
| 1.2 常用废水除磷技术及研究现状 |
| 1.2.1 化学除磷 |
| 1.2.2 生物除磷 |
| 1.3 水体中磷化氢的发现与释放 |
| 1.3.1 水体中磷化氢的产生与释放 |
| 1.3.2 污水中磷的气相转化 |
| 1.3.3 微生物代谢与磷化氢产生 |
| 1.4 电化学处理废水研究现状 |
| 1.4.1 微生物电化学系统处理废水 |
| 1.4.2 微电流强化处理废水 |
| 1.5 课题背景及研究内容 |
| 1.5.1 研究背景及意义 |
| 1.5.2 研究内容及技术路线 |
| 1.5.3 创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 化学试剂与仪器设备 |
| 2.2 试验步骤与方法 |
| 2.2.1 反应器设计 |
| 2.2.2 模拟废水配制及污泥接种 |
| 2.2.3 试验方案 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 常规理化指标 |
| 2.3.2 酶活性及消化气测试 |
| 第三章 微电流强化生物除磷工艺探究 |
| 3.1 电流大小对除磷的影响 |
| 3.1.1 对体系中磷的影响 |
| 3.1.2 氮和COD变化 |
| 3.1.3 pH与ORP |
| 3.1.4 电压变化 |
| 3.2 不同pH条件对体系的影响 |
| 3.2.1 体系中磷的去除 |
| 3.2.2 氮及COD变化 |
| 3.2.3 ORP及pH |
| 3.2.4 电压变化 |
| 3.3 温度变化对除磷的影响 |
| 3.3.1 混合液总磷去除率 |
| 3.3.2 上清液磷与氮的变化 |
| 3.3.3 pH与ORP及酶活性 |
| 3.3.4 COD与消化气 |
| 3.3.5 电压和电导率变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 添加2-溴乙烷磺酸钠(BES)对除磷过程的影响 |
| 4.1 BES对磷去除的影响 |
| 4.1.1 混合液总磷去除效果 |
| 4.1.2 上清液总磷与正磷变化 |
| 4.1.3 磷化氢浓度变化 |
| 4.2 除磷过程体系理化性质变化 |
| 4.2.1 上清液总氮 |
| 4.2.2 ORP及pH |
| 4.2.3 电导率及电压变化 |
| 4.3 酶活性及有机物转化 |
| 4.3.1 脱氢酶 |
| 4.3.2 COD及 VFA |
| 4.3.3 消化气 |
| 4.4 除磷过程及电子竞争分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 微生物种群结构分析 |
| 5.1 分子生物学测试与分析 |
| 5.1.1 OUT分析 |
| 5.1.2 物种丰度情况 |
| 5.2 优势菌属及环境因子分析 |
| 5.2.1 优势菌属差异 |
| 5.2.2 环境因子相关性分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议与不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读硕士期间研究成果 |
（3）稻田垄作免耕提高土壤氮素肥力的作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 稻田垄作免耕 |
| 1.2.2 土壤肥力演变 |
| 1.2.3 土壤质量评价 |
| 1.2.4 稻田土壤中的氮素循环 |
| 1.2.5 稻田土壤氮肥利用率 |
| 1.3 研究目标与研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 实验方案和方法 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 垄作免耕下稻田土壤肥力与作物生产力变化关系 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 2.2.2 土壤样品分析测定 |
| 2.2.3 水稻产量分析测定 |
| 2.2.4 土壤肥力综合评价方法及计算 |
| 2.2.5 数据处理 |
| 2.2.6 统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 长期不同耕作措施下水稻产量与土壤养分的关系 |
| 2.3.2 不同耕作措施下稻田土壤肥力综合评价 |
| 2.3.3 不同耕作措施下水稻产量对土壤肥力综合指数的响应 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 不同耕作下稻田土壤肥力时空演变特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 3.2.2 土样采集及处理 |
| 3.2.3 土壤样品化学分析 |
| 3.2.4 历史数据收集 |
| 3.2.5 数据处理及统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同耕作措施下稻田土壤养分年际变化特征 |
| 3.3.2 不同耕作措施下稻田土壤养分季节变化特征 |
| 3.3.3 不同耕作措施下稻田土壤养分空间变化特征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 垄作免耕下稻田氮肥利用率研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 4.2.2 实验设计与样品采集处理 |
| 4.2.3 NH_3采集和测定 |
| 4.2.4 N_2O气体采集和测定 |
| 4.2.5 氮气的测定 |
| 4.2.6 数据计算及统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 氮肥利用率及植物生物量指标分析 |
| 4.3.2 氮素土壤残留和氮素随水损失 |
| 4.3.3 氮素气体损失 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 垄作免耕对水稻土反硝化和和厌氧氨氧化作用的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 5.2.2 土样采集与处理 |
| 5.2.3 土壤化学性质分析 |
| 5.2.4 ~(15)N同位素标记法测定反硝化速率和厌氧氨氧化速率 |
| 5.2.5 土壤DNA和 RNA提取及定量PCR |
| 5.2.6 测序及系统发育分析 |
| 5.2.7 统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 耕作措施对土壤化学性质的影响 |
| 5.3.2 耕作措施对反硝化速率和厌氧氨氧化速率以及对N_2产生量的贡献率的影响 |
| 5.3.3 耕作措施对反硝化微生物和厌氧氨氧化微生物丰度的影响 |
| 5.3.4 耕作对反硝化微生物和厌氧氨氧化微生物功能基因群落结构的影响 |
| 5.3.5 耕作措施下反硝化微生物和厌氧氨氧化微生物的α多样性分析 |
| 5.3.6 稻田土壤中的微生物群落结构与环境因子间的关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 厌氧氨氧化作用对N_2产量的贡献 |
| 5.4.2 耕作措施对反硝化微生物丰度和群落结构的影响 |
| 5.4.3 耕作措施对厌氧氨氧化微生物丰度和群落结构的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 垄作免耕下稻田土壤微生物驱动的氮代谢途径特征 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 6.2.2 土壤样品采集 |
| 6.2.3 土壤性质分析测定 |
| 6.2.4 土壤总DNA提取及宏基因组测序 |
| 6.2.5 数据处理及统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 宏基因组测序基本数据分析 |
| 6.3.2 氮代谢途径基因的检出频率及功能基因丰度 |
| 6.3.3 氮代谢途径的微生物群落结构组成分析 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 研究中的创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间研究成果及参与课题 |
（4）铁源对水稻吸收运输氧化铜纳米颗粒的影响与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 金属纳米材料应用及释放途径 |
| 1.2 金属纳米颗粒的环境行为 |
| 1.3 金属纳米颗粒在植物中的迁移转化 |
| 1.4 铁元素对重金属环境行为的影响 |
| 1.5 铁元素对植物吸收转运重金属的影响 |
| 1.6 课题的意义、研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究路线 |
| 第二章 亚铁介导下水稻对CuO NPs的动态吸附与吸收 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 亚铁与CuO NPs的界面反应实验 |
| 2.2.3 水稻的培养 |
| 2.2.4 试验体系设置 |
| 2.2.5 根表铁膜的提取与植物中元素的测定 |
| 2.2.6 植物样品的μ-XRF分析 |
| 2.2.7 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 CuO NPs的基本理化性质 |
| 2.3.2 亚铁介导下CuO NPs的团聚和溶解 |
| 2.3.3 亚铁介导下CuO NPs形态的变化特征 |
| 2.3.4 亚铁介导下根表铁膜对Cu元素的吸附 |
| 2.3.5 亚铁介导下水稻对Fe元素和Cu元素的吸收累积 |
| 2.3.6 水稻根元素微域分布 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 亚铁介导下CuO NPs对水稻根系代谢的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 水稻的培养 |
| 3.2.2 试验体系设置 |
| 3.2.3 水稻根系样品取样 |
| 3.2.4 植物根系代谢物的测定 |
| 3.2.5 差异代谢产物分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 GC-MS检测结果 |
| 3.3.2 不同处理下水稻根系代谢产物多元统计分析 |
| 3.3.3 不同处理下水稻根系差异代谢物的鉴定 |
| 3.3.4 亚铁介导下CuO NPs对水稻根系代谢的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同铁源对土壤中CuO NPs生物有效性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土壤的采集与处理 |
| 4.2.2 试验体系设置 |
| 4.2.3 土壤理化性质的分析 |
| 4.2.4 土壤重金属元素生物有效性测定 |
| 4.2.5 土壤中溶解性有机质的测定 |
| 4.2.6 土壤样品的μ-XRF分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同时期土壤理化性质的变化特征 |
| 4.3.2 铁源的添加对土壤中CuO NPs的生物有效性的影响 |
| 4.3.3 元素生物有效性与土壤基本理化性质的相关性 |
| 4.3.4 土壤中溶解性有机质变化特征 |
| 4.3.5 土壤的μ-XRF和元素的相关性分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 不同铁源对水稻吸收累积土壤中CuO NPs的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 水稻的培养 |
| 5.2.2 试验体系设置 |
| 5.2.3 植物生理指标及各部位元素的测定 |
| 5.2.4 植物样品的μ-XRF分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 铁源添加对水稻生长的影响 |
| 5.3.2 水稻根表铁膜的含量以及对金属元素的吸附特征 |
| 5.3.3 水稻中Cu元素的累积特征 |
| 5.3.4 水稻根的μ-XRF和元素的相关性分析 |
| 5.3.5 米粒的μ-XRF和元素的相关性分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 研究总结、创新性及展望 |
| 6.1 研究总结 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 I硕士研究生期间成果 |
| 附录 II致谢 |
（5）克氏原螯虾养殖对稻田生态系统影响的初步研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 克氏原螯虾简介 |
| 1.1.1 克氏原螯虾的生物学特征 |
| 1.1.2 养殖效益 |
| 1.1.3 国外养殖现状 |
| 1.1.4 国内养殖现状 |
| 1.2 稻田养殖的理论体系 |
| 1.2.1 稻田养殖的发展 |
| 1.2.2 稻田养殖的生态系统结构 |
| 1.2.3 稻田养殖的生态意义 |
| 1.3 克氏原螯虾稻田养殖的生态效应 |
| 1.3.1 对稻田水体的影响 |
| 1.3.2 对稻田土壤的影响 |
| 1.3.3 对稻田生物多样性的影响 |
| 1.4 研究的目的、意义、内容与技术路线 |
| 第2章 养殖对水体理化性状的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 水体现场理化指标 |
| 2.3.2 氮磷、高锰酸盐指数及叶绿素a的含量 |
| 2.3.3 综合营养状态指数 |
| 2.3.4 水体理化指标的差异 |
| 2.3.5 水体理化指标的相关性 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 理化指标的差异分析 |
| 2.4.2 水体理化指标的相关性分析 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 养殖对浮游生物群落结构的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 浮游植物群落 |
| 3.3.2 浮游动物群落 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 养殖对浮游植物的影响 |
| 3.4.2 养殖对浮游动物的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 养殖对稻田土壤的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 数据处理与统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 土壤的理化状况 |
| 4.3.2 土壤微生物群落结构与功能 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 土壤的理化状况 |
| 4.4.2 土壤微生物群落结构与功能 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 养殖对水质的负面效应及其减缓对策 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 数据处理与统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 氮的释放 |
| 5.3.2 磷的释放 |
| 5.3.3 接种小球藻后氮含量的变化 |
| 5.3.4 接种小球藻后磷含量的变化 |
| 5.3.5 小球藻的生长 |
| 5.3.6 水体氮磷的去除 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 残饵对水质的影响 |
| 5.4.2 小球藻对水质的净化 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）稻田土壤中砷迁移转化及其机制的原位研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤中的砷 |
| 1.1.1 土壤砷污染 |
| 1.1.2 土壤砷的存在形态 |
| 1.1.3 砷的地球化学循环 |
| 1.2 砷在稻田土壤中的迁移性 |
| 1.2.1 土壤理化性质影响砷形态 |
| 1.2.2 砷与土壤微生物的相互作用 |
| 1.2.3 水稻根系环境的影响 |
| 1.3 原位技术在稻田土壤中的应用 |
| 1.3.1 梯度扩散薄膜技术 |
| 1.3.2 平板光极 |
| 1.3.3 原位土壤酶谱 |
| 1.4 论文选题依据及研究内容 |
| 1.4.1 选题依据与研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 有效砷在水稻根际的空间异质性分布 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 方法概述 |
| 2.2.2 土壤采样和水稻培养 |
| 2.2.3 DGT吸附膜的制备 |
| 2.2.4 根箱实验 |
| 2.2.5 根际元素和氧气的原位二维成像 |
| 2.2.6 根际土壤和孔隙水采样 |
| 2.2.7 土-水分配系数 |
| 2.2.8 质量控制 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 砷及重金属在水稻根际的空间分布 |
| 2.3.2 不同DGT吸附膜测得的元素有效态 |
| 2.3.3 重金属的土-水分配影响根际元素扩散 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 根际磷酸酶活性与砷有效性的在空间分布上的关系 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 土样采集及处理 |
| 3.2.2 根际箱的准备 |
| 3.2.3 水稻培育 |
| 3.2.4 根际元素和氧气二维成像 |
| 3.2.5 土壤酶谱 |
| 3.2.6 稻根和土壤中元素浓度分析 |
| 3.2.7 16SrRNA测序 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 根尖周围砷有效性与磷酸酶活性 |
| 3.3.2 成熟根砷有效性与磷酸酶活性 |
| 3.3.3 根际细菌群落结构 |
| 3.3.4 根际砷有效态影响稻根砷吸收 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水稻根际氧化对砷迁移转化的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土样采集及处理 |
| 4.2.2 水稻培养 |
| 4.2.3 分室培养实验 |
| 4.2.4 原位二维可视化实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同品种水稻在砷污染土壤中的生长差异 |
| 4.3.2 水稻及根表铁膜中砷含量 |
| 4.3.3 孔隙水中砷形态 |
| 4.3.4 根际砷氧化酶基因丰度 |
| 4.3.5 根际As(Ⅲ)和β-glucosidase活性的二维可视化 |
| 4.3.6 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 硝酸盐对稻田不同深度砷转化的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤样品采集与处理 |
| 5.2.2 土柱淹水培养实验备 |
| 5.2.3 孔隙水样品的采集及测定方法 |
| 5.2.4 DGT装置的准备与放置 |
| 5.2.5 土壤采样及酶活性分析 |
| 5.2.6 土壤16SrRNA及As功能基因丰度分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 硝酸盐对土壤氧化还原状况的影响 |
| 5.3.2 硝酸盐对孔隙水中砷形态的影响 |
| 5.3.3 硝酸盐对有效砷和砷形态的影响 |
| 5.3.4 硝酸盐影响砷功能基因丰度 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 本文创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 已发表科研成果、参与课题及学术交流 |
| 致谢 |
（7）地表环境过程中的铬同位素分馏机制及应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 Cr元素地球化学 |
| 1.2 Cr同位素地球化学 |
| 1.2.1 Cr同位素及其表达方式 |
| 1.2.2 不同过程中的Cr同位素分馏 |
| 1.2.2.1 Cr同位素平衡分馏 |
| 1.2.2.2 还原过程 |
| 1.2.2.3 氧化过程 |
| 1.2.2.4 非氧化还原过程 |
| 1.2.3 Cr同位素在现代环境中的应用 |
| 1.2.4 Cr同位素在古环境中的应用 |
| 1.3 选题依据及其意义 |
| 1.4 研究内容及论文工作量小结 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 论文工作量小结 |
| 第2章 分析方法 |
| 2.1 样品前处理 |
| 2.1.1 沉积物、土壤和页岩溶样方法 |
| 2.1.2 碳酸盐岩淋滤实验 |
| 2.1.3 土壤和沉积物淋滤实验 |
| 2.2 主微量元素分析 |
| 2.3 化学流程 |
| 2.3.1 沉积物、土壤和页岩化学流程 |
| 2.3.2 碳酸盐岩化学流程 |
| 2.4 同位素分析 |
| 2.4.1 MC-ICP-MS测量 |
| 2.4.2 TIMS测量 |
| 第3章 红壤关键带的铬循环 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 地质背景和样品描述 |
| 3.2.1 地质背景 |
| 3.2.2 红壤剖面样品 |
| 3.2.3 红壤钻孔样品 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 剖面样品全岩Cr同位素 |
| 3.3.2 钻孔样品全岩Cr同位素 |
| 3.3.3 淋滤各组分的Cr同位素 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 红壤性水稻土中的Cr循环 |
| 3.4.2 水稻种植对红壤Cr同位素变化的影响 |
| 3.4.3 钻孔样品与剖面样品的对比 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 现代河流底泥中铬的源解析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 地质背景和样品描述 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 全岩样品 |
| 4.3.2 淋滤实验样品 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 自生Cr同位素的变化 |
| 4.4.1.1 用碎屑指标计算的自生Cr同位素(δ~(53)Cr_(auth-Ⅰ)) |
| 4.4.1.2 用BCR淋滤实验计算的自生Cr同位素(δ~(53)Cr_(auth-Ⅱ)) |
| 4.4.2 沉积物中Cr的不同来源 |
| 4.4.3 Cr(Ⅵ)还原程度的估算 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 埃迪卡拉纪华南Cr同位素沉积记录 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 地质背景和样品描述 |
| 5.2.1 王集钻孔 |
| 5.2.2 蓝田剖面 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 王集钻孔碳酸盐岩Cr同位素组成和元素含量 |
| 5.3.2 王集钻孔和蓝田剖面页岩Cr同位素组成和元素含量 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 碳酸盐岩和页岩Cr同位素组成的对比 |
| 5.4.2 浅水相Cr同位素变化 |
| 5.4.3 埃迪卡拉纪海洋的不均一性 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（8）多表面模型预测土壤中Cd/Pb形态分布及其水稻中积累特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 重金属复合污染 |
| 1.2 重金属形态及其生物有效性 |
| 1.2.1 土壤中重金属形态及其影响因素 |
| 1.2.2 重金属的生物有效性 |
| 1.3 重金属形态的模型预测 |
| 1.4 研究内容与目的 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试土壤 |
| 2.2 土壤理化性质测定 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.4 盆栽实验 |
| 2.5 不同形态重金属测定 |
| 2.5.1 重金属总量 |
| 2.5.2 非稳态重金属 |
| 2.5.3 溶解态重金属 |
| 2.5.4 自由态重金属 |
| 2.6 模型计算 |
| 2.7 数据统计与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土壤理化性质 |
| 3.2 土壤重金属含量 |
| 3.2.1 重金属全量 |
| 3.2.2 非稳态重金属含量 |
| 3.3 淹水排水对土壤理化性质的影响 |
| 3.3.1 淹水排水对土壤Eh的影响 |
| 3.3.2 淹水排水对pH的影响 |
| 3.3.3 淹水排水对DOC的影响 |
| 3.4 淹水排水对阴离子的影响 |
| 3.5 淹水排水对溶解态铁锰的影响 |
| 3.6 淹水排水对重金属的影响 |
| 3.6.1 溶解态重金属 |
| 3.6.2 自由态重金属 |
| 3.7 土壤中重金属含量与形态分布预测 |
| 3.7.1 溶解态重金属模型预测 |
| 3.7.2 自由态重金属模型预测 |
| 3.7.3 重金属形态分布模型预测 |
| 3.8 水稻籽粒重金属含量 |
| 4 讨论 |
| 4.1 复合重金属在土壤表面形态分布特性 |
| 4.2 氧化还原状态对重金属形态的影响 |
| 4.3 水稻籽粒金属含量与形态的关系 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）赣南某稀土矿区水土环境评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 矿区污染及环境效应的国内外研究现状 |
| 1.2.1 离子吸附型稀土矿山开发过程中的环境问题 |
| 1.2.2 水环境污染及污染元素的行为研究 |
| 1.2.3 稀土矿区土壤中元素的行为研究 |
| 1.2.4 稀土矿区尾砂中元素的行为研究 |
| 1.2.5 稀土矿区土壤中元素赋存形态研究 |
| 1.2.6 水、土壤生态风险评价 |
| 1.2.7 水、土壤污染来源解析 |
| 1.2.8 存在的问题 |
| 1.3 研究思路与内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究方法与技术路线 |
| 1.4 论文完成工作量 |
| 第二章 样品采集与分析测试 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理环境概况 |
| 2.1.2 区域地质背景 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 采样点分布 |
| 2.2.2 采集样品种类 |
| 2.2.3 样品采集方法 |
| 2.2.4 样品保存、运输过程质量控制 |
| 2.3 样品测试方法 |
| 2.3.1 微量元素含量测试 |
| 2.3.2 土壤形态学测试 |
| 第三章 不同环境介质中重金属元素地球化学特征 |
| 3.1 土壤重金属元素的含量及特征 |
| 3.1.1 重金属元素在土壤中的含量及统计特征 |
| 3.1.2 土壤重金属元素含量空间分布 |
| 3.1.3 土壤重金属元素含量随时间的变化 |
| 3.2 地表水重金属元素的含量及时空分布特征 |
| 3.2.1 地表水重金属元素含量特征 |
| 3.2.2 地表水重金属元素含量随时间的变化 |
| 3.2.3 地表水重金属元素含量的空间变化特征 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 元素赋存形态特征分析 |
| 4.1 水稻土壤重金属元素赋存形态特征 |
| 4.2 尾矿土壤重金属元素形态分布特征 |
| 4.3 重金属赋存形态对比分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 生态风险评价 |
| 5.1 地表水环境质量及生态风险评价 |
| 5.1.1 单因子指数法水环境评价 |
| 5.1.2 综合污染指数法 |
| 5.2 土壤生态风险评价 |
| 5.2.1 地累积指数法 |
| 5.2.2 潜在生态风险指数法 |
| 5.2.3 RAC指数法 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 论文创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表论文 |
（10）水稻土中铁氧化还原过程对铁还原微生物群落结构的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水稻土中的铁循环过程 |
| 1.1.1 水稻土的管理方式 |
| 1.1.2 淹水状态下的Fe(Ⅲ)还原 |
| 1.1.3 落干状态下的Fe(II)氧化 |
| 1.1.4 水稻土中铁循环的环境意义 |
| 1.2 水稻土中的Fe(Ⅲ)还原微生物 |
| 1.2.1 Fe(Ⅲ)还原微生物研究概况 |
| 1.2.2 Fe(Ⅲ)还原微生物的分布 |
| 1.2.3 环境因素对铁还原微生物群落结构影响 |
| 1.3 土壤微生物多样性研究技术 |
| 1.4 本研究目的与意义 |
| 第二章 研究内容与方法 |
| 2.1 研究的主要内容 |
| 2.1.1 不同类型氧化铁厌氧富集培养对铁还原微生物丰度的影响 |
| 2.1.2 不同类型氧化铁厌氧富集培养对铁还原微生物群落结构影响 |
| 2.1.3 不同氧气含量对铁还原微生物群落结构影响 |
| 2.1.4 氧化铁或氧含量对群落结构的调控与表观铁还原过程关系 |
| 2.2 主要的供试材料 |
| 2.2.1 供试土壤 |
| 2.2.2 氧化铁合成与鉴定 |
| 2.3 主要试验方法 |
| 2.3.1 泥浆培养试验方法 |
| 2.3.2 Fe(Ⅱ)、Fe(Ⅲ)及p H的测定方法 |
| 2.3.3 土壤泥浆总DNA提取 |
| 2.3.4 典型铁还原微生物丰度测定 |
| 2.3.5 基于总细菌16SrDNA高通量测序 |
| 2.3.6 数据分析与处理 |
| 2.4 技术路线图 |
| 第三章 铁还原微生物丰度对不同类型氧化铁的响应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 实验处理设置及培养方法 |
| 3.1.3 土壤样品中铁还原微生物的相对丰度检测 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同类型氧化铁富集培养下水稻土中地杆菌丰度变化 |
| 3.2.2 不同类型氧化铁富集培养下水稻土中厌氧粘细菌丰度变化 |
| 3.2.3 不同类型氧化铁富集培养下水稻土中梭菌丰度变化 |
| 3.2.4 不同类型氧化铁富集培养下水稻土中芽孢杆菌丰度变化 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 不同淹水培养时间对铁还原微生物丰度的影响 |
| 3.3.2 不同类型氧化铁对于铁还原微生物丰度的影响 |
| 3.3.3 不同类型氧化铁对于2类铁还原微生物丰度影响的敏感性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 铁还原微生物群落结构对不同类型氧化铁的响应 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 实验处理设置及培养方法 |
| 4.1.3 铁还原微生物群落测定 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 门水平物种相对丰度变化 |
| 4.2.2 典型铁还原微生物相对丰度变化 |
| 4.2.3 不同处理中典型铁还原微生物群落结构PCA分析 |
| 4.2.4 典型铁还原微生物系统发育分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 氧化铁对典型铁还原微生物群落结构影响 |
| 4.3.2 两种水稻土铁还原微生物群落演替及对氧化铁利用差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 铁还原微生物群落结构对不同氧含量的响应 |
| 5.1 .材料与方法 |
| 5.1.1 供试水稻土 |
| 5.1.2 实验处理设置及培养方法 |
| 5.1.3 典型铁还原微生物群落结构分析 |
| 5.1.4 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 门水平物种相对丰度变化 |
| 5.2.2 典型铁还原微生物相对丰度变化 |
| 5.2.3 典型铁还原微生物群落结构PCA分析 |
| 5.2.4 隶属于典型铁还原微生物的OTU系统发育分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 不同氧浓度的典型铁还原微生物的影响 |
| 5.3.2 厌氧-有氧转化铁还原微生物群落群落演替变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 氧化铁和氧含量的调控对水稻土中铁还原影响 |
| 6.1 .材料与方法 |
| 6.1.1 供试水稻土 |
| 6.1.2 实验处理设置及培养方法 |
| 6.1.3 Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)含量、p H测定 |
| 6.1.4 数据处理 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 氧化铁对水稻土中铁还原过程的影响 |
| 6.2.2 氧含量对铁还原过程的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 氧化铁和氧含量对铁还原过程的影响 |
| 6.3.2 氧化铁厌氧富集培养铁还原微生物与铁还原过程关系 |
| 6.3.3 不同氧含量处理中铁还原微生物与铁还原过程的关系 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究的主要结论 |
| 7.2 论文的创新点 |
| 7.3 存在问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、水稻土氧化还原电位及其应用的初步探讨（论文参考文献）
- [1]Zr-Mn氧化物修复砷锑污染水、土环境的作用及其机制[D]. 农欣瑜. 广西大学, 2021(12)
- [2]微电流强化废水厌氧生物除磷基础研究[D]. 余硕. 昆明理工大学, 2021(01)
- [3]稻田垄作免耕提高土壤氮素肥力的作用机制研究[D]. 秦川. 西南大学, 2021(01)
- [4]铁源对水稻吸收运输氧化铜纳米颗粒的影响与机制研究[D]. 袁鹏. 东华大学, 2021
- [5]克氏原螯虾养殖对稻田生态系统影响的初步研究[D]. 许元钊. 大连海洋大学, 2020(01)
- [6]稻田土壤中砷迁移转化及其机制的原位研究[D]. 尹带霞. 南京大学, 2020(02)
- [7]地表环境过程中的铬同位素分馏机制及应用[D]. 何小庆. 中国科学技术大学, 2020(01)
- [8]多表面模型预测土壤中Cd/Pb形态分布及其水稻中积累特征[D]. 李笑. 华中农业大学, 2020(02)
- [9]赣南某稀土矿区水土环境评价研究[D]. 张塞. 中国地质大学(北京), 2020(12)
- [10]水稻土中铁氧化还原过程对铁还原微生物群落结构的影响[D]. 王坤. 西北农林科技大学, 2020(02)