一、外加热法测定矿物中的氘（论文文献综述）
徐光辉[1]（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。
农欣瑜[2]（2021）在《Zr-Mn氧化物修复砷锑污染水、土环境的作用及其机制》文中研究指明类金属砷（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。
夏焜[3]（2021）在《内蒙沙化土壤对镉的吸附特征及机制研究》文中进行了进一步梳理随着我国工业稳速发展、城镇化稳步推进,镉通过各途径进入土壤,镉污染土壤面积呈扩大化趋势,严重影响土壤质量、农作物品质、人类健康。受土壤沙化危害严重的中国沙尘暴频发、土壤沙化不断加速,内蒙古总沙化土壤面积全国第二、具有明显沙化趋势的土壤面积为全国第一。本文以土壤污染加重与沙化加速共存的内蒙古地区为研究区域,采集轻度、中度、重度、极重度沙化4类土壤,研究内蒙沙化土壤、内蒙颗粒态沙化土壤、脱除有机质的内蒙沙化土壤对Cd的吸附特征及影响,分析计算内蒙沙化土壤各组分构成及其对Cd的吸附性能,定量评估内蒙沙化土壤中各组分对Cd的吸附贡献。主要结论如下:（1）随着沙化加重矿化加速,内蒙沙化土壤中矿物含量增大,有机质含量减小。有机质中,颗粒态有机质含量下降,矿物结合态有机质含量上升且占比显着。矿物中,有机结合态矿物下降,无机矿物含量上升。（2）内蒙沙化土壤、内蒙颗粒态沙化土壤、脱除有机质的内蒙沙化土壤对Cd的吸附行为,符合Langmuir方程（R2≥0.87）和Freundlich方程（R2≥0.75）,吸附非线性较强。沙化程度是影响土壤吸附镉主要因素,沙化程度增加,Cd吸附降低,迁移风险增强。（3）内蒙沙化土壤各组分对Cd吸附性能差异显着,有机质吸附性能强于矿物。有机质中,颗粒态有机质的吸附性能显着高于矿物结合态有机质（1.2～17.1倍）,轻度沙化土壤除外。矿物中,有机结合态矿物的吸附性能均强于无机矿物,且沙化增强吸附性能下降（3.4～22倍）。（4）内蒙沙化土壤各组分对Cd的吸附贡献分别为矿物结合态有机质（30.5%～72.3%）,颗粒态有机质（4.9%～43.0%）,有机结合态矿物（4.7%～36.5%）,无机矿物（0.7%～15.5%）。其中有机质-矿物结合体的吸附贡献率（46.6%～94.4%）占据绝对地位（极重度沙化土壤除外）。
靳小莲[4]（2021）在《退耕还草土壤碳和铁变化特征及其对团聚体形成与稳定的贡献》文中认为黄土高原位于我国干旱半干旱地区,水土流失严重,属于典型的生态脆弱区。退耕还林还草被认为是生态脆弱区植被恢复重建的有效手段,不仅可以促进土壤养分良性循环,维持土壤结构稳定,还可以增加植被覆盖率并促进植物养分吸收。土壤结构稳定是土壤养分良性循环、植被茁壮成长的基础,其稳定性依赖于土壤团聚体稳定。团聚体是土壤结构的基本单元,对土壤水、肥、气、热的调节有重要作用,是土壤结构稳定的重要指示因子。因此,土壤团聚体的稳定性对陆地生态系统土壤结构稳定至关重要。土壤团聚体是由土壤颗粒与土壤中的胶结物质结合形成的聚集体,然而,关于黄土高原半干旱区自然恢复形成草地过程中胶结物质含量变化对团聚体稳定性的贡献尚不清晰。本研究以陕西安塞纸坊沟流域不同恢复年限（耕地、自然恢复6年、15年、25年和45年）的土壤为研究对象,分析了0-50 cm土层不同土壤胶结物质（有机碳、无机碳和氧化铁）的垂直分布特征,明确了植被恢复过程中胶结物质含量的变化特征,探明了胶结物质在不同粒级团聚体中的分布特征及其对团聚体形成和稳定的贡献,以期为黄土高原植被生态恢复提供科学依据。主要研究结果如下:（1）植被恢复过程中,表层（0-20 cm）土壤全土中有机碳（Soil organic carbon,SOC）的含量随植被恢复年限延长而增加,并在恢复45年达到最大值,相较于耕地分别增长了43.5%（0-10 cm土层）和80%（10-20 cm土层）;在20-50 cm土层SOC含量随植被恢复年限增加无显着变化趋势。0-30 cm土层,全土中无机碳（Soil inorganic carbon,SIC）含量在耕地中为最大值,但在植被恢复过程中随年限增加呈增加趋势,30-50 cm土层植被恢复45年的SIC含量增长到耕地中的SIC水平,而其他植被恢复样地SIC含量仍然低于耕地。随土壤深度增加,全土中SOC含量降低,SIC的含量增加。此外,SOC与SIC的相关性随植被恢复年限延长而增强,表明植被恢复有利于SOC和SIC含量增加,并且使得有机碳和无机碳的联系更紧密。（2）植被恢复过程中,全土土壤游离氧化铁（Fed）、无定形氧化铁（Feo）和络合态氧化铁（Fep）的含量随植被恢复年限延长在25年达到最大值,随后降低。随着土壤深度增加,Fed和Feo的含量随之增加,Fep整体上无明显变化趋势。土壤氧化铁的活化程度（Feo/Fed）和络合度（Fep/Fed）随植被恢复年限延长而增加。结果表明,草地植被恢复有利于土壤氧化铁含量增加,并且氧化铁的活化度和络合度也有所提升。（3）团聚体各粒级SOC含量随植被恢复年限增加呈增加趋势,随土壤深度增加呈降低趋势。SIC含量随植被恢复年限延长而呈增加趋势,其含量整体低于耕地,随土壤深度增加而增加,SIC在微团聚体（0.25-0.053 mm）中含量最高,粉粘粒（<0.053mm）中含量最低。Fed和Feo随植被恢复年限增加呈先增加后降低的趋势,Fep随植被恢复年限增加无明显的变化趋势,随土壤深度增加,Feo整体上呈增加趋势,Fed和Fep变化趋势不明显。（4）土壤团聚体稳定性指数（Mean weight diameter,MWD）、大于0.25 mm粒径的团聚体数量(R0.25)随植被恢复年限延长呈增加趋势,而MWD随土层深度增加呈降低趋势,且表土层（0-10 cm）显着高于其他土层,R0.25值在0-30 cm土层均在植被恢复45年为最大值。植被恢复过程中,大团聚体（>2 mm）含量逐渐增加,而粉粘粒（<0.053 mm）含量逐渐降低。（5）团聚体稳定性随植被恢复年限逐渐提升,0-50 cm土层胶结物质的粘结作用对团聚体的稳定性贡献率达到51.3%。其中,0-10 cm和10-20 cm土层胶结物质对团聚体稳定性的贡献率分别是68.6%和81.8%,而20-50 cm土层胶结物质对团聚体稳定性的贡献率较低,为23.2%～33.3%。并且,0-10 cm土层Feo对团聚体稳定性的贡献率最大,10-20 cm土层SOC的贡献率最大。表明植被恢复对团聚体稳定性的促进作用集中于0-20 cm土层,植被恢复对30-50 cm土层的团聚体稳定性无明显作用。（6）决定不同粒级团聚体稳定性的土壤胶结物质不同。SOC和Feo主要促进大团聚体（>2 mm）的稳定性,SIC主要促进小大团聚体（0.25-2 mm）的稳定性,Fep对微团聚体（0.053-0.25 mm）稳定性的贡献最大,植被恢复过程中,Fed通过转变为Feo间接贡献于团聚体稳定性,Fed的增加将促进大团聚体的形成。
郭婷[5]（2021）在《周丛生物膜对稻田土壤中砷迁移转化的影响及作用机制》文中指出砷（Arsenic,As）是我国南方地区稻田土壤中典型的污染物之一。稻田土壤中的砷在土壤微生物的参与下持续发生氧化、还原和甲基化等生物地球化学转化过程,这些过程决定了砷的生物有效性、水稻吸收与生态风险。因此,研究土壤-水稻系统中砷的迁移转化过程与作用机理是当前的热点。周丛生物膜（Periphyton biofilm）作为一类微生物聚集体,广泛存在于稻田土壤中。然而,周丛生物膜影响下稻田土壤中砷的转化如何、砷在稻田土壤-周丛生物膜-上覆水中的迁移分配规律又是如何等问题仍未清楚,相关的微生物作用机制也亟待进一步深究。因此,本论文以稻田土壤周丛生物膜为研究对象,首先基于野外周丛生物膜多点采样,探究了周丛生物膜中砷富集规律与砷功能微生物的分布;接着基于溶液体系明确了周丛生物膜本身对砷的富集与转化过程;然后基于土壤培养体系,进一步探究了砷在稻田土壤-周丛生物膜-上覆水三相体系中的迁移分配;最后基于水稻盆栽体系揭示了周丛生物膜影响下土壤中砷的生物有效性;最终系统阐明了周丛生物膜影响稻田土壤中砷迁移转化的过程与机制。主要研究结果如下:（1）采集野外稻田土壤周丛生物膜样品16份,分析了周丛生物膜中砷的富集规律与砷功能微生物丰度和多样性。周丛生物膜总砷浓度范围为7.04–1488.86mg kg–1,主要以无机砷形式存在。在四种砷功能基因中,介导砷甲基化的ars M基因丰度最高;通过ars M基因高通量测序和砷甲基化微生物共现网络分析可知,稻田土壤周丛生物膜中砷甲基化微生物多样性较高,砷甲基化微生物之间具有模块化的网络结构,Kineosporia、Limisphaera、Ornatilinea、Ktedonosporobacter和Anaerolinea具有较高的中介中心度,是周丛生物膜砷甲基化微生物共现网络中的关键属;总有机碳（TOC）与砷甲基化微生物多样性指数Simpson指数呈显着正相关关系,冗余分析（RDA）表明总铁（Fe）、总锰（Mn）和总砷是影响周丛生物膜砷甲基化微生物群落结构的重要因子。（2）通过水溶液砷暴露实验探究了周丛生物膜对砷富集与转化过程和砷对周丛生物膜中砷生物转化基因和微生物群落的影响。周丛生物膜对砷具有较强的耐受能力,可以高效富集水溶液中砷,对2 mg L–1溶液中As（III）和As（V）的去除率为89.71%和79.73%。周丛生物膜在富集砷的同时通过生物转化砷降低砷毒性。周丛生物膜可以在短时间内将As（III）氧化为毒性更低的As（V）,并进一步将As（V）还原和甲基化。培养十天后,培养液中甲基砷比例可达3.50%。砷暴露下,周丛生物膜分泌的胞外聚合物增加,砷的表面吸附增加,As（III）的吸收降低。As（III）和As（V）暴露可以增加周丛生物膜中ars C、ars R、acr3和aox A等砷生物转化基因的丰度;Enterobacteriaceae、Chlorococcaceae和Scenedesmaceae在周丛生物膜暴露于As（III）时具有重要作用,而Spirosomaceae、Acetobacteraceae和Microbacteriaceae在周丛生物膜暴露于As（V）时具有重要作用。（3）通过土壤培养实验,探究了周丛生物膜对土水界面砷迁移和分配的影响与作用机制。稻田土壤表面周丛生物膜显着增加了0–2 mm土壤溶液和上覆水中总砷含量,周丛生物膜对0–2 mm土层中砷的释放具有促进作用,并且促进了砷从表层0–2 mm土壤向上覆水中的迁移;此外,磷酸盐的添加对周丛生物膜介导的土水界面中砷动力学没有显着影响。周丛生物膜显着增加了0–2 mm土层中DOC的含量,土壤溶液中总砷与土壤DOC的显着正相关关系表明周丛生物膜通过增加土壤DOC促进砷在土水界面中的释放和迁移。周丛生物膜显着增加了表层0–2 mm土壤溶液和上覆水中As（III）和甲基砷的含量,降低了0–2 mm土层中ars C和ars M的丰度,说明土壤溶液和上覆水中增加的甲基砷来源于周丛生物膜甲基化过程。周丛生物膜对砷的固定作用降低了深度大于12 mm土壤溶液中总砷的含量。（4）以实际砷污染土进行水稻盆栽实验,通过调控周丛生物膜的生长,对比探讨了周丛生物膜对砷生物有效性与水稻吸收的影响与作用机制。研究发现,周丛生物膜对土壤中砷迁移转化具有双重作用,一方面,由于周丛生物膜的存在,土壤p H值显着升高了0.16个单位,Eh显着降低了22 m V,磷酸提取As（III）含量和可还原态、酸提取态砷含量增加;另一方面,周丛生物膜对砷具有较强的富集能力,降低了土壤溶液中砷浓度。周丛生物膜存在时水稻根部砷的累积量显着增加47.6%,说明周丛生物膜引起的理化性质改变（p H升高、Eh降低）从而促进砷释放的效应大于其富集效应。周丛生物膜显着降低了土壤中aio A基因的丰度,增加了含有ars C基因的功能微生物Cupriavidus和Afipia的相对丰度。周丛生物膜可能通过影响土壤中砷氧化和还原微生物的丰度,促进土壤中砷还原和释放,最终促进水稻砷吸收。综上所述,广泛存在于稻田土壤表面的周丛生物膜可以促进土壤砷还原和甲基化,引起土壤中砷的释放,从而增加稻田土壤砷污染风险。本研究补充了周丛生物膜在稻田土壤生态系统的环境效应,揭示了其在砷污染稻田土壤中的生态风险,对于全面了解稻田土壤砷生物地球化学转化及砷污染控制的复杂机制具有重要意义,并为开发砷污染原位修复技术提供了进一步的理论依据。
田小松[6]（2021）在《铁基改性生物质炭对水稻土砷镉活性的同步钝化及机制研究》文中研究表明据2014年《全国土壤污染状况调查公报》获悉,土壤镉（Cd）和砷（As）超标点位分列第一位和第三位。较之其他重金属元素,As和Cd更容易在大米累积。二者通过食物链进入人体,在人体组织器官积累,最终危害人体健康。为保障农产品安全和减缓人体暴露风险,有必要对As和Cd污染土壤进行修复。但因水稻土As和Cd的环境化学行为差异,采用单一的钝化材料很难实现复合污染土壤的修复和安全利用。在环境修复领域,生物质炭已展示出较大的潜力。前期研究证实,生物质炭的原材料来源丰富,并对溶液As或Cd有较高的去除或吸附效率,这为其在As和Cd复合污染土壤的修复和安全利用奠定了一定基础。为实现As和Cd复合污染土壤的修复和安全利用的目标,本研究整合分析相关文献,定量评价了生物质炭对土壤As和Cd的有效性及植物As和Cd累积的抑制效应,从生物质炭、土壤、植物和试验类型多维度分析了影响抑制效应的关键因素,以为生物质炭的选择和改性提供参考;选择4种生物质炭（Biochar,BC）为基质材料,通过水铁矿（Ferrihydrite,Fh）、层状双氢氧化物（Layer double hydroxides,LDHs）和层状双氢氧化物掺杂硅（Layer double hydroxides doped silicon,LDHs-Si）3种合成方法制备改性生物质炭（Modified biochar,MBC）,考察了MBC对As（III）和Cd（II）的同步吸附能力,借助于BET、SEM-EDS、FTIR、XRD和XPS等表征手段阐述其吸附机制;通过淹水培养试验、盆栽试验和田间原位试验系统地研究MBC对污染土壤中As和Cd的同步钝化效应及其机制,以期为As和Cd复合污染土壤的修复提供参考和依据。本研究的主要结果如下:1)整合分析生物质炭对As和Cd复合污染土壤修复的潜力。对1030个观察数据进行整合分析,结果显示:生物质炭可以显着地降低土壤Cd有效性,约50.12%[40.03%,58.45%];但略提高土壤As的有效性,约2.39%[-5.16%,10.57%]。在田间试验组,生物质炭显着降低了土壤As和Cd有效性,分别约23.28%和47.40%;在非田间试验组,生物质炭显着提高了土壤As有效性约10.17%,并大幅度地提高了间隙水As浓度约62.29%。总体来看,生物质炭显着地抑制了植物As和Cd的累积,分别为25.48%[22.06%,28.76%]和38.66%[33.18%,43.69%]。在非田间试验组,生物质炭显着抑制了植物对As和Cd的吸收,分别为27.33%和34.37%;在田间试验组,生物质炭显着抑制了植物对As和Cd的吸收,分别为18.09%和52.98%。生物质炭对植物累积As的抑制效应大小为根<茎<叶<籽粒;对植物累积Cd的抑制效应大小为根<叶<茎<籽粒,这表明它们能够抑制As和Cd向植物各部位转移,特别是向籽粒部分转移。从关键因素分析看,畜禽粪便类生物质炭、低温热解的生物质炭、低生物质炭施用量和高土壤有机碳（Soil organic carbon,SOC）更有利于降低植物As和Cd的积累。生物质炭实现了同步抑制植物As和Cd累积,但其效率有待进一步提高,以确保作物的安全生产。2)改性生物质炭同步吸附混合溶液As（III）和Cd（II）的性能及其机制。以小麦秸秆生物质炭（WSBC）、玉米秸秆生物质炭（CSBC）、猪粪生物质炭（PMBC）和混合木质生物质炭（MWBC）作为基质材料,通过Fh、LHDs和LDHs-Si合成方法,改性获得了12种改性生物质炭（MBC）。吸附试验结果表明,MBC具备同时吸附去除As（III）和Cd（II）的能力。与BC相比,12种MBC均明显提高了同步吸附As（III）和Cd（II）的性能,理论吸附量分别为25.13～97.13 mg/g和23.95～77.29mg/g。在MBC中,Fh@PMBC和LDHs-Si@PMBC分别对As（III）和Cd（II）的理论吸附量最大,分别为97.13 mg/g和77.29 mg/g。MBC上成功负载上Fe及其化合物,负载量为39.67～108.79 mg/g。通过BET试验表明,改性过程提高了MBC的比表面积和孔隙体积,这为As（III）和Cd（II）的吸附提供了更多的接触点位。通过FTIR观测,MBC表面的-OH官能团吸收峰增强;通过XRD分析,MBC表面形成了铁（氢）氧化物或层状双氢氧化物的新物相;通过吸附等温、竞争离子、解吸试验、氧化还原试验和表征手段证明,MBC同步吸附As（III）和Cd（II）的过程可能涉及表面络合、内层络合、离子交换、氧化还原和静电吸附等机制。3)改性生物质炭同步钝化复合污染土壤As和Cd的可能性及潜在机制。选择12种MBC,通过淹水培养试验和材料稳定性试验探讨MBC对复合污染水稻土As和Cd的同步钝化效果及其机理。结果表明,随着淹水培养时间的延长,土壤氧化还原电位降低,体系的还原性增强,间隙水As浓度呈先增加后趋于平稳的趋势。当pe+p H<5时,间隙水As的浓度急剧增加。间隙水Fe和As呈很好的线性关系,说明它们在土壤中的溶出具有同步性,与含As铁矿物的还原溶解有关。随着土壤还原性的增强,间隙水Cd浓度呈先增加后减小的趋势,Cd浓度拐点为pe+p H=5。当pe+p H<5时,间隙水Cd降低可能与更多的硫化物结合有关。在所有处理中,BC（除PMBC外）提高了间隙水As的浓度,降低了间隙水Cd的浓度;但MBC可以同步抑制水稻土As和Cd向间隙水的释放,这说明MBC中负载的Fe及其化合物对As的固定起着直接的作用。淹水培养后,BC（除了CSBC外）和MBC都能显着地提高土壤p H（P<0.05）。LDHs-Si@BC类MBC明显提高了约0.62～0.70个单位的土壤p H;在4种BC中,PMBC明显提高了约0.3个单位的土壤p H。作为富含碳材料,BC或MB也能提高土壤有机碳（SOC）含量,约1.15～5.48 g/kg。BCR结果显示,添加5‰的BC或MBC使弱酸提取态Cd向可氧化态Cd转化,说明有效态Cd与BC/MBC发生了结合。通过材料稳定性试验揭示,MBC影响土壤性质及间隙水As/Cd浓度的同时,其自身属性也发生了变化。MBC进入土壤后,其可溶性有机组分和负载的铁（氢）氧化物发生了变化。MBC提高了土壤溶液DOC浓度,并改变了土壤溶液DOM的结构和组成（如,富里酸比例的增加）,进而影响水稻土As和Cd的有效性和活性;Fh@PMBC和Fh@WMBC上无定型铁（氢）氧化物转化为晶型的铁（氢）氧化物,这也为固定土壤As和Cd提供了界面;LDHs@BC和LDHs-Si@BC的层状结构破坏,说明层状结构并未对复合污染土壤As和Cd的同步钝化起作用。4)改性生物质炭对大米As和Cd累积的抑制效应。通过盆栽试验和田间原位试验,探究MBC对As和Cd复合污染土壤的修复效果。盆栽试验结果显示,4种Fh@BC处理减小了间隙水As的浓度峰值,由1032μg/L降至573～698μg/L;4种BC降低间隙水Cd的浓度峰值,由18.13μg/L降至15.33～17.13μg/L。从大米As累积来看,BC（CSBC除外）和MBC均能够减小大米As的含量,其中Fh@PMBC的对大米As的抑制效果最好,为27.63%。从大米无机砷（Inorganic arsenic,i As）累积来看,BC和MBC均显着（P<0.05）降低了大米i As含量,BC对大米i As累积的抑制效应更好。其中,PMBC、CSBC和LDHs-Si@MWBC处理的大米i As含量分别为0.19 mg/kg、0.19 mg/kg和0.15 mg/kg,且满足《GB 2762—2017》标准的要求。其他BC和MBC处理的大米i As浓度轻微地高于上述标准的要求。从大米Cd累积来看,BC和MBC处理均能显着降低大米Cd含量（P<0.05）,且满足《GB 2762—2017》标准的要求。其中,LDHs-Si@MWBC、WSBC、PMBC和CSBC对大米Cd累积的抑制效果较好,约为60%。盆栽实验和田间原位试验共同证实,PMBC及其MBC均能有效地抑制大米i As和Cd的累积,说明PMBC及其MBC在As和Cd复合污染水稻田土壤的修复方面具一定的潜力。值得注意的是,LDHs-Si@BC对水稻的根、茎叶、籽粒及总生物量都有明显的抑制作用,其层状结构对土壤As和Cd的同步钝化也未起到作用,不推荐作为As和Cd复合污染土壤的修复材料。相比而言,Fh@BC对大米As、i As和Cd的累积都具有良好的抑制作用,加之其制备过程更为简易,具有作为As和Cd复合污染土壤修复材料的潜力。
符玉龙[7]（2021）在《农田土壤中大肠杆菌O157：H7休眠状态形成和杀灭研究》文中研究指明当前全球范围内因蔬菜等污染病原菌大肠杆菌O157:H7引起的疫情频繁爆发,严重威胁食品安全和人体健康。因此,对农田土壤中的食源性病原菌进行防控是保障公众健康的关键一环。大肠杆菌O157:H7离开宿主进入土壤容易进入“活的但非可培养”（Viable but Non-Culturable,VBNC）休眠状态,不易被杀灭而长期存活,存在严重安全隐患。目前关于土壤中食源性病原菌VBNC状态的形成机制及杀灭技术尚缺乏研究。本论文建立了土壤中VBNC状态大肠杆菌O157:H7的定量检测方法,考察大肠杆菌O157:H7进入水稻土后形成VBNC状态的特征,并明确了生物炭添加和日晒覆膜对土壤中大肠杆菌O157:H7的杀灭效果及其杀菌机理,获得了以下主要研究结果。（1）发明了一种基于“洗脱-密度梯度离心-PMA q PCR”的土壤大肠杆菌O157:H7活菌检测方法,并结合培养计数法建立了VBNC状态大肠杆菌O157:H7定量检测方法。采用洗脱和细胞筛方法联用解决了土壤菌提液高浊度干扰瓶颈问题,利用密度梯度离心去除高含量死菌DNA干扰。该方法在黑土、潮土、红壤和水稻土四种典型土壤中应用,能够准确、快速定量失去培养性的活菌亚群。（2）大肠杆菌O157:H7进入水稻土30-40天后完全进入VBNC状态。采用培养计数法检测呈阴性,而采用本论文建立的方法证实土壤中仍存在104-105活菌/g土壤,且休眠菌可以复苏,表明存在风险。（3）生物炭添加可以显着降低水稻土中VBNC菌的数量。筛选出添加10%（w/w）的稻壳炭杀菌效果最好,15天菌失去培养性,活菌数低至2.09×102细胞/g土壤,且不能复苏。稻壳炭检测到自由基,且在溶液体系对菌有直接杀灭作用,是稻壳炭在水稻土中杀菌的重要机制。稻壳炭组中大肠杆菌O157:H7的潜在拮抗属Geobacter、Lutispora、Bosea、Ruminiclostridium的相对丰度显着高于其他处理组,可能提高了土壤抑菌作用。（4）日晒覆膜显着杀灭水稻土中大肠杆菌O157:H7的VBNC亚群。日晒覆膜8 h,菌失去培养性且活菌数低至2.63×102细胞/g土壤,且不能复苏。日晒覆膜形成的高温（最高50℃左右）是杀菌的主要原因。日晒覆膜组中大肠杆菌O157:H7的潜在拮抗属Streptomyces、Clostridium、Burkholderia的相对丰度显着高于日晒未覆膜组和对照组,可能提高了土壤抑菌作用。（5）在溶液体系中,阐明了50℃高温杀灭VBNC状态大肠杆菌O157:H7的机制。热处理导致的胞内ROS累积是导致VBNC菌被彻底杀灭的重要原因。VBNC菌胞内形成保护性蛋白团聚体,且维持一定水平ATP以解聚蛋白团聚体复苏,主要富集的蛋白与代谢途径、次级代谢产物的生物合成、核糖体和碳代谢有关。持续高温处理后,蛋白团聚体不可逆性积累,且ATP水平低至不足以支持蛋白团聚体解聚,这可能是导致VBNC菌不可复苏的重要原因。以上研究结果有助于加深对农田土壤中大肠杆菌O157:H7等食源性病原菌VBNC抗逆休眠状态形成及其杀灭机理的认识,并为防控土壤中类似病原菌提供理论依据和技术支撑,对保障农产品安全和人民健康具有重要意义。
石文静[8]（2020）在《SRB与DFeRB对砷形态转化的影响机制研究》文中认为砷（arsenic,As）的环境地球化学行为强烈受控于As的形态,而As形态转化又与铁硫等的氧化还原过程紧密耦联。异化铁还原菌（Dissimilatory Iron Reducing Bacteria,DFe RB）和硫酸盐还原菌（Sulfate Reducing Bacteria,SRB）介导的铁硫还原在As的界面行为与效应方面具有重要作用。有关DFe RB和SRB介导的As形态转化及其潜在路径、驱动过程与机制、潜在释放风险等方面尚不明晰,尤其是冰封期厌氧环境中微生物的异化还原作用对As界面行为与效应的影响机制研究更是缺乏。本文以微生物介导的As形态转化及效应为切入点,以典型寒旱区湖泊乌梁素海为研究对象,根据不同季节沉积物-水界面As的形态动态特征,耦合铁与硫的同步变化规律,系统开展了DFe RB与SRB对As形态转化的影响机制研究,以期阐明自然环境中As的迁移转化机制,丰富真实复杂环境下As的界面反应机制及环境效应理论体系,为判识不同环境条件下As的生物有效性及潜在生态风险等提供科学依据。主要结论如下:1.薄膜梯度扩散技术（DGT）现场监测与室内柱芯模拟实验结果表明,沉积物和上覆水中TAs、As（III）、Fe2+、S2-间呈明显耦合关系,显示了砷铁硫间的地球化学亲和性及其生物地球化学循环的紧密关联性。厌氧还原环境中,铁还原及硫酸盐还原显着影响As的形态转化。2.DFe RB和SRB显着促进As的还原性溶解与释放,并表现明显的季节性差异;冰封期,DFe RB和SRB仍具一定的生物活性及还原能力,增加了As的潜在生态风险。SRB介导下As（V）的还原量及As的释放量明显强于DFe RB。3.DFe RB介导下,铁的还原是影响As形态转化的重要机制。Fe3+、Fe2+和S2-是夏季DFe RB影响As形态转化的主要因子,无机磷（IP）是影响冰封期As形态转化的又一重要因子。4.SRB对沉积物中弱吸附态As、黄铁矿、含砷硫化物等不同形态As的转化具有重要影响。SRB是影响As形态转化的主控因子,但冰封期IP也是影响As形态转化的重要因子。5.DFe RB和SRB对As形态转化的影响明显不同。DFe RB对沉积物活性库（S1-2）和中度活性库（S3-5）影响显着,SRB则对沉积物中惰性库（S7-8）的影响最为显着,揭示了DFe RB与SRB对As形态转化路径的明显差异。
丁洋[9]（2020）在《土壤溶解性有机质（DOM）分子多样性以及矿物分馏对DOM特性的影响机制》文中研究说明土壤溶解性有机质（DOM）参与了众多的生物地球化学过程,包括吸附解吸,氧化还原反应以及微生物新陈代谢活动等。DOM由成千上万的有机分子组成,其分子组成具有高度的多样性。土壤DOM分子多样性和化学特性受到环境条件的影响,如气候条件、土壤性质以及土壤组分（如土壤矿物和微生物）等,阐明环境条件对土壤DOM分子多样性和特性的影响有助于预测环境中的碳循环以及污染物的环境行为。本研究的主要目的包括以下两个方面:（1）在宏观大尺度下,从定量层次阐明关键环境因子对土壤DOM分子多样性和反应特性的影响;（2）在微观尺度下,揭示土壤DOM分子在矿物上的吸附分馏对DOM分子组成和特性的影响机制。主要研究成果具体如下:（1）从来自全国各地土壤样品中提取DOM,利用傅立叶变换离子回旋共振质谱（FT-ICR-MS）、紫外和荧光光谱、铜（Cu）滴定以及统计模型全面探究了气候条件和土壤特性对DOM的分子多样性以及Cu络合能力的影响。我们的结果表明,尽管土壤DOM样品组成具有高度的非均质性且环境影响因素复杂多样,土壤干旱度和粘粒含量是控制DOM分子多样性的两个关键的气候和土壤变量。其中,土壤干旱度主要影响土壤微生物功能,从而改变DOM中微生物和植物来源的组分;而土壤粘土能够选择性吸附芳香性有机分子（矿物分馏）,也可维持土壤含水量,从而影响DOM分子组成。对土壤DOM分子与典型环境因子之间的相关性分析表明,除了气候和土壤矿物外,DOM的分子属性（比如O/C比例）也影响土壤溶液中芳香性分子的积累。另外,气候因素可通过影响土壤矿物的风化过程来影响土壤活性矿物的含量（如Fe和Al氧化物）,而活性矿物可通过矿物分馏来改变DOM的分子组成和特性。总的来说,本研究发现土壤DOM分子多样性不仅受自身化学特性的影响,而且与环境因素密切相关。以上结果可望将来被用于发展大尺度土壤生物地球化学模型,从而准确预测土壤中的碳循环和重金属环境行为。（2）利用双球差校正扫描透射电子显微镜（Cs-STEM）和FT-ICR-MS分别在亚纳米尺度和分子层次上研究了DOM在水铝英石上的空间分布和DOM分子吸附分馏机制,同时利用Cu滴定实验和WHAM VII模型阐明了DOM在水铝英石上的吸附分馏对DOM与Cu络合能力的影响。Cs-STEM结果显示C主要吸附在水铝英石团聚体之间孔隙的边缘,同时部分DOM分子团聚在小孔隙中;在亚纳米尺度下,Cs-STEM的线扫结果进一步显示DOM分子能够进入到微小的水铝英石颗粒/团聚体的内部。FT-ICR-MS的分析表明高芳香性、高含氧量及高羧基含量的DOM分子被水铝英石优先吸附,因此,DOM在水铝英石上的吸附分馏可能主要受水铝英石与DOM酸性官能基团之间的配体交换反应所控制。此外,Cu滴定和WHAM VII模型计算的结果也显示水铝英石通过选择性地吸附DOM中羧基含量高的分子,从而降低DOM与Cu的络合能力。以上结果将提高我们对土壤矿物与有机质相互作用及其影响的认识。（3）利用荧光光谱、红外光谱结合二维相关分析阐明了腐殖质酸（HA）在水铁矿上的吸附对HA与重金属（Cd,Cu,Ni,Pb,Zn）络合特性的影响。二维荧光相关分析的结果表明吸附分馏显着降低了类腐殖酸荧光组分对重金属的敏感性,这主要是由于水铁矿优先吸附类腐殖酸组分;然而,吸附分馏未改变荧光组分与重金属络合的先后顺序。另外,二维红外相关分析的结果表明,除了重金属Pb,吸附分馏减弱了羧基（COO-）基团对重金属的敏感性,同时改变了多糖C-O基团和芳基与重金属反应的先后顺序。最后,模型计算的结果表明HA在水铁矿上的吸附分馏降低了类腐殖酸和类富里酸与重金属的络合能力。总的来说,在矿物分馏过程中,水铁矿选择性吸附了一部分具有较强金属络合能力的HA组分。以上结果有助于预测在矿物与有机质相互作用影响下的重金属环境行为。
房娜娜[10]（2020）在《机械活化磷矿粉的磷释放特征及其机理研究》文中提出我国面临高品位磷矿日渐枯竭,中低品位磷矿由于富集成本较高而开发不利等问题。机械活化技术能够显着提高中、低品位磷矿的磷溶解性,但目前大部分都集中在机械活化加工设备的工艺研究,而缺乏机械活化磷矿粉磷释放特征及其活化机理探讨。因此,本文利用行星式球磨机在转数和研磨介质一定的条件下,研究岩浆型（辽宁北票）、变质型（湖南石门）和沉积型（湖南石门和湖北宜昌）中低品位磷矿的随着研磨时间（0-60min）变化,其物理、化学性质相应变化及其与磷的溶解性的关联性,并验证机械活化磷矿粉在燕麦及大田玉米上的施用效果。结果表明:（1）机械活化作用能够显着提高磷矿粉的磷溶解性。机械活化作用能够显着降低磷矿粉的粒度,中位粒径D50可最小达到6.42-10.48μm。与未活化磷矿粉相比,机械活化60 min内磷矿粉枸溶性磷含量提高到12.46%-17.06%,枸溶率提高1.64-13.67倍。枸溶率与研磨时间呈显着的指数方程关系。机械活化磷矿粉枸溶性磷含量与粒度呈显着负相关关系。（2）机械活化作用能够改变磷矿粉的物理、化学性质,且与磷溶解性有极大的关联性。从物理性质变化来看,X射线衍射（XRD）结果显示,磷矿粉中的主相磷灰石和伴生矿物随着机械活化时间的延长均转化为非晶态。从化学性质来看,机械活化作用能够改变磷矿粉的物相。红外光谱（IR）和X射线衍射（XRD）结果显示:四个磷矿粉中的氟磷灰石（Ca5（PO4）3F）随着机械活化作用发生了CO32-的B型替代和通道离子替代,即CO32-替代PO43-四面体和OH-取代了F-,分别形成了碳磷灰石(Ca10（PO4）6CO3)和羟基磷灰石（Ca5（PO4）3OH）,经过热重分析（TGA）验证,碳磷灰石和羟基磷灰石在机械活化过程中分别发生了脱碳反应和热解反应,形成了Ca（PO3）2,增加了磷的溶解性。与未活化的磷矿粉相比,机械活化磷矿粉的pH值提高了0.44-0.92个单位。（3）与未活化磷矿粉相比,机械活化磷矿粉施入红壤在100天内能显着提高土壤速效磷含量。培养25天后,机械活化磷矿粉处理的土壤pH值显着高于过磷酸钙和未活化磷矿粉的处理。（4）机械活化磷矿粉具有缓释磷性能。施用等纯磷量的机械活化磷矿粉后,北票岩浆型机械活化磷矿粉MA处理的两茬燕麦总吸磷量显着高于过磷酸钙处理,而干物质总重和总磷偏养分生产力Ppnp则与过磷酸钙处理持平,其中第一茬燕麦植株干物质重和磷偏养分生产力Ppnp显着低于过磷酸钙,而第二茬燕麦的生长指标和土壤速效磷则高于过磷酸钙处理。（5）与100%重过磷酸钙的处理相比,20%机械活化磷矿粉与80%重过磷酸钙配施能够使玉米的吸磷量、产量、磷利用率(磷养分偏生产力Ppnp和表观利用率Prec)持平,且纯收入提高253.8元hm-2（1.53%）。替代量超过50%后会造成玉米不同程度的减产。10%机械活化磷矿粉和90%重过磷酸钙配施的土壤速效磷含量与100%重过磷酸钙处理相当。综上,探索机械活化磷矿粉的磷释放特征及其机理研究将为合理利用中低品位磷矿粉,缓解我国磷资源危机提供技术支撑和理论指导。
二、外加热法测定矿物中的氘（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、外加热法测定矿物中的氘（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）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 |
（3）内蒙沙化土壤对镉的吸附特征及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染与沙化现状 |
| 1.1.1 我国土壤重金属污染特征 |
| 1.1.2 我国土壤沙化特征 |
| 1.1.3 土壤重金属污染与沙化并存 |
| 1.2 沙化对土壤重金属污染风险的影响 |
| 1.2.1 沙化土壤的治理和利用现状 |
| 1.2.2 沙化对土壤理化性质的影响 |
| 1.2.3 沙化对土壤重金属污染风险的影响 |
| 1.3 沙化土壤对重金属的吸附作用及影响因素 |
| 1.3.1 吸附作用是影响土壤重金属生物有效性的关键 |
| 1.3.2 沙化对土壤重金属吸附行为的影响 |
| 1.3.3 土壤有机质和土壤矿物在重金属吸附中的作用 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第二章 内蒙沙化土壤对镉的吸附作用 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试剂与仪器 |
| 2.1.3 土壤理化特征测定 |
| 2.1.4 吸附实验 |
| 2.1.5 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 内蒙沙化土壤的理化特征 |
| 2.2.2 内蒙沙化土壤对镉的吸附作用 |
| 2.2.3 有机质在内蒙沙化土壤吸附镉中的作用 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 内蒙颗粒态沙化土壤对镉的吸附作用 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 试剂与仪器 |
| 3.1.3 土壤理化特征测定 |
| 3.1.4 吸附实验 |
| 3.1.5 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 内蒙颗粒态沙化土壤的理化特征 |
| 3.2.2 内蒙颗粒态沙化土壤对镉的吸附特征 |
| 3.2.3 颗粒态有机质在内蒙颗粒态沙化土壤吸附镉中的作用 |
| 3.2.4 矿物结合态有机质对于内蒙沙化土壤吸附镉的作用 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 脱除有机质的内蒙沙化土壤对镉的吸附作用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试剂与仪器 |
| 4.1.3 吸附实验 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 脱除有机质的沙化土壤对镉的吸附作用 |
| 4.2.2 沙化对脱除有机质的沙化土壤吸附镉的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 内蒙沙化土壤组分对镉的吸附贡献 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 数据来源 |
| 5.1.2 数据处理 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 内蒙沙化土壤的组成特征 |
| 5.2.2 内蒙沙化土壤组分的吸附特征 |
| 5.2.3 内蒙沙化土壤组分的吸附贡献 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及研究成果 |
（4）退耕还草土壤碳和铁变化特征及其对团聚体形成与稳定的贡献（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 植被恢复下土壤碳和铁氧化物 |
| 1.2.2 团聚体稳定性 |
| 1.3 研究存在的问题和研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究位点概况 |
| 2.2 实验设计与样品采集 |
| 2.3 样品分析测定 |
| 2.3.1 土壤基础理化指标测定 |
| 2.3.2 土壤团聚体分级及稳定性指标计算 |
| 2.3.3 土壤团聚体碳和氧化铁测定 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 第三章 全土土壤胶结物质含量变化特征 |
| 3.1 全土土壤有机碳和无机碳含量变化特征 |
| 3.2 全土土壤铁氧化物含量变化特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 自然恢复草地土壤有机、无机碳含量变化特征 |
| 3.3.2 土壤铁氧化物含量变化对自然恢复草地的响应 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 团聚体胶结物质含量变化特征及团聚体的稳定性 |
| 4.1 土壤团聚体中有机碳、无机碳含量变化特征 |
| 4.2 土壤团聚体中铁氧化物含量变化特征 |
| 4.3 土壤团聚体水稳定性变化特征 |
| 4.4 土壤团聚体胶结物质与团聚体稳定性的联系 |
| 4.5 讨论 |
| 4.5.1 土壤团聚体稳定性变化 |
| 4.5.2 土壤团聚体胶结物质对团聚体稳定性的贡献 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（5）周丛生物膜对稻田土壤中砷迁移转化的影响及作用机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤砷污染概述 |
| 1.1.1 土壤中砷的来源 |
| 1.1.2 土壤砷污染现状 |
| 1.1.3 土壤砷形态及毒性 |
| 1.2 土壤中砷的迁移转化及其影响因素 |
| 1.2.1 影响砷迁移转化的土壤理化因子 |
| 1.2.2 微生物与砷循环 |
| 1.2.3 土壤中砷迁移转化的根际效应 |
| 1.3 稻田土壤周丛生物膜 |
| 1.3.1 周丛生物膜的组成 |
| 1.3.2 周丛生物膜的形成过程及影响因素 |
| 1.3.3 周丛生物膜的研究技术 |
| 1.4 周丛生物膜对重金属环境行为的影响 |
| 1.4.1 周丛生物膜对砷的富集与转化 |
| 1.4.2 周丛生物膜吸附、吸收砷的影响因素 |
| 1.4.3 周丛生物膜对土壤重金属迁移和生物有效性的影响 |
| 1.5 研究目标及技术路线 |
| 2 野外周丛生物膜中砷功能微生物丰度和多样性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 周丛生物膜与土壤样品的采集 |
| 2.2.2 理化性质的测定 |
| 2.2.3 DNA提取和实时荧光定量PCR |
| 2.2.4 16S rRNA基因和砷功能基因高通量测序 |
| 2.2.5 统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 周丛生物膜的理化特征与砷含量 |
| 2.3.2 周丛生物膜的微生物组成 |
| 2.3.3 周丛生物膜中砷功能基因的丰度 |
| 2.3.4 周丛生物膜中砷甲基化微生物的多样性 |
| 2.3.5 砷功能微生物多样性和群落组成的分布模式与影响因素 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 周丛生物膜组成与砷富集特征 |
| 2.4.2 周丛生物膜中砷生物转化基因的分布 |
| 2.4.3 砷甲基化微生物的多样性及影响因素 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 溶液体系中周丛生物膜对砷的富集及转化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.2.4 DNA的提取和砷功能基因高通量q PCR |
| 3.2.5 16S rRNA 基因和18S rRNA 基因高通量测序 |
| 3.2.6 统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 As(III)和As(V)对周丛生物膜生长的影响 |
| 3.3.2 溶液体系中周丛生物膜对As(III)和As(V)的富集与转化 |
| 3.3.3 胞外聚合物对周丛生物膜吸附吸收砷的影响 |
| 3.3.4 砷功能微生物的响应 |
| 3.3.5 周丛生物膜群落组成和结构的差异 |
| 3.3.6 OTUs水平的物种响应 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 周丛生物膜对砷的富集和转化的协同作用过程 |
| 3.4.2 胞外聚合物对周丛生物膜吸附吸收砷的影响 |
| 3.4.3 周丛生物膜对As(III)和As(V)的生物响应 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 周丛生物膜对土水界面砷迁移和转化的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤与实验设计 |
| 4.2.2 样品采集与分析 |
| 4.2.3 土壤DNA的提取、砷功能微生物的测定 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同处理周丛生物膜中细菌的群落结构 |
| 4.3.2 周丛生物膜对不同深度土壤中砷总量和形态的影响 |
| 4.3.3 上覆水中砷总量和形态的变化 |
| 4.3.4 土壤p H、DOC和土壤溶液中Fe的变化 |
| 4.3.5 周丛生物膜中砷形态及砷功能基因丰度 |
| 4.3.6 表层0–2 mm土壤砷功能微生物丰度的变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 周丛生物膜影响土水界面砷释放和分配的过程与机制 |
| 4.4.2 周丛生物膜对土水界面砷还原和甲基化的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 周丛生物膜对土壤-水稻系统中砷移动性和生物有效性的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤与实验设计 |
| 5.2.2 样品的采集与分析 |
| 5.2.3 砷功能基因的实时荧光定量PCR测定和测序分析 |
| 5.2.4 周丛生物膜的表征 |
| 5.2.5 统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 周丛生物膜组成及特征 |
| 5.3.2 周丛生物膜对土壤理化性质和砷迁移转化的影响 |
| 5.3.3 周丛生物膜对水稻不同部位砷积累的影响 |
| 5.3.4 土壤中砷功能微生物丰度和群落结构的变化 |
| 5.3.5 土壤细菌群落结构的变化 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 周丛生物膜对土壤中砷的富集 |
| 5.4.2 周丛生物膜对土壤中砷迁移转化的影响 |
| 5.4.3 周丛生物膜影响土壤中砷移动性和水稻吸收的作用机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 研究结论、创新点和展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.1.1 周丛生物膜中砷功能微生物的丰度和多样性 |
| 6.1.2 溶液体系中周丛生物膜对砷的富集、转化特征及作用机制 |
| 6.1.3 周丛生物膜对土水界面砷迁移和转化的影响及机制 |
| 6.1.4 周丛生物膜对土壤-水稻系统中砷移动性和生物有效性的影响及机制 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足之处及研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者个人简历 |
（6）铁基改性生物质炭对水稻土砷镉活性的同步钝化及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 土壤As和Cd的来源、污染现状及危害 |
| 1.1.1 土壤As的来源、污染现状及危害 |
| 1.1.2 土壤Cd的来源、污染现状及危害 |
| 1.1.3 土壤As和Cd复合污染概况 |
| 1.2 土壤As和Cd的环境行为及影响因素 |
| 1.2.1 土壤As和Cd的赋存形态 |
| 1.2.2 土壤As和Cd生物有效性的影响因素 |
| 1.2.3 水稻土As和Cd的环境行为差异 |
| 1.3 水稻对As和Cd的吸收累积 |
| 1.3.1 土壤溶液As和Cd的赋存形态 |
| 1.3.2 水稻根表铁膜的作用机制 |
| 1.3.3 水稻As和Cd的吸收累积机制 |
| 1.3.4 大米As和Cd的富集差异 |
| 1.4 土壤As和Cd污染的修复策略 |
| 1.4.1 降低土壤As和Cd的有效性 |
| 1.4.2 抑制水稻对As和Cd的吸收和转运 |
| 1.5 钝化材料研究现状 |
| 1.5.1 铁锰矿物 |
| 1.5.2 磷基材料 |
| 1.5.3 硅基材料 |
| 1.5.4 黏土矿物 |
| 1.5.5 生物质炭 |
| 1.6 生物质炭对As和Cd污染土壤修复的效果 |
| 1.6.1 生物质炭的性质 |
| 1.6.2 生物质炭对土壤理化性质的影响 |
| 1.6.3 生物质炭对水稻土As和Cd有效性的影响 |
| 1.6.4 生物质炭对水稻As和Cd吸收累积的影响 |
| 1.6.5 不确定性 |
| 1.7 本研究的背景、内容及技术路线 |
| 1.7.1 背景意义 |
| 1.7.2 研究目标 |
| 1.7.3 研究内容 |
| 1.7.4 技术路线 |
| 第2章 生物质炭对As和Cd复合污染土壤修复的整合分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 数据来源与筛选 |
| 2.1.2 数据提取与分类 |
| 2.1.3 效应值计算 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 生物质炭对As和Cd的有效性和植物累积的总体效应 |
| 2.2.2 生物质炭对土壤As和Cd有效性的影响 |
| 2.2.3 生物质炭对作物As和Cd累积的影响 |
| 2.2.4 植物种类和组织部位间As和Cd累积的差异 |
| 2.2.5 不确定性分析及解决思路 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 改性生物质炭同步吸附溶液As(Ⅲ)和Cd(Ⅱ)性能及机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 材料试剂 |
| 3.1.2 改性与合成 |
| 3.1.3 吸附特性试验 |
| 3.1.4 分析测试 |
| 3.1.5 统计分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 改性生物质炭的筛选与表征 |
| 3.2.2 pH对吸附性能和材料稳定性的影响 |
| 3.2.3 吸附动力学特征 |
| 3.2.4 吸附等温特征 |
| 3.2.5 吸附机理 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 改性生物质炭对水稻土As和Cd的同步钝化及机制 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 分析测试 |
| 4.1.4 统计分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 改性材料对土壤间隙水和上覆水As和Cd的影响 |
| 4.2.2 氧化还原条件对土壤Fe、As和 Cd溶出特征影响 |
| 4.2.3 改性材料对土壤性质及As和Cd形态的影响 |
| 4.2.4 改性材料的稳定性分析 |
| 4.2.5 改性材料对土壤溶液DOM组分的影响 |
| 4.2.6 潜在机制 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 改性生物质炭对大米As和Cd累积的抑制效应 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 分析测试 |
| 5.1.4 统计分析 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 改性材料对间隙水性质及As和Cd的影响 |
| 5.2.2 改性材料对成熟期土壤Fe、As和 Cd有效性的影响 |
| 5.2.3 改性材料对水稻生物量和产量的影响 |
| 5.2.4 改性材料对大米As和Cd累积的影响 |
| 5.2.5 土壤-植物特征与As和Cd累积相关性 |
| 5.2.6 田间验证 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论、创新及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参加课题 |
| 附录 |
（7）农田土壤中大肠杆菌O157：H7休眠状态形成和杀灭研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 大肠杆菌O157:H7 的健康风险 |
| 1.1.1 大肠杆菌O157:H7 概述 |
| 1.1.2 大肠杆菌O157:H7 的毒力因子 |
| 1.1.3 大肠杆菌O157:H7 的流行病学概述 |
| 1.2 农田系统中大肠杆菌O157:H7 的来源和传播途径 |
| 1.2.1 大肠杆菌O157:H7 的来源 |
| 1.2.2 大肠杆菌O157:H7 的迁移 |
| 1.3 土壤中大肠杆菌O157:H7 的存活 |
| 1.3.1 土壤是大肠杆菌O157:H7 重要的库 |
| 1.3.2 土壤非生物因素对大肠杆菌O157:H7 存活的影响 |
| 1.3.3 土壤生物因素对大肠杆菌O157:H7 存活的影响 |
| 1.3.4 土壤中病原菌的杀灭 |
| 1.4 活的但非可培养(VBNC)状态的研究进展 |
| 1.4.1 VBNC状态概述 |
| 1.4.2 VBNC状态菌的定量检测方法 |
| 1.4.3 大肠杆菌O157:H7 VBNC状态的诱导与复苏 |
| 1.4.4 土壤中微生物VBNC状态的形成 |
| 1.5 研究目的、内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 土壤中VBNC状态大肠杆菌O157:H7 的检测 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与材料 |
| 2.2.2 基本实验方法 |
| 2.2.3 直接法与间接法PMA-q PCR比较 |
| 2.2.4 间接法PMA-q PCR的优化 |
| 2.2.5 土壤中活菌PMA-q PCR检测方法应用及其评价 |
| 2.2.6 优化PMA-q PCR应用于水稻土中VBNC状态菌的检测 |
| 2.2.7 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 大肠杆菌 O157:H7 活菌 PMA-q PCR检测方法的构建 |
| 2.3.2 土壤中活菌PMA-q PCR检测步骤及参数的优化 |
| 2.3.3 土壤中活菌PMA-q PCR检测方法的应用与评价 |
| 2.3.4 水稻土中VBNC状态大肠杆菌O157:H7 的检测 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 生物炭对水稻土中大肠杆菌O157:H7 的杀灭及期间VBNC菌的形成 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与材料 |
| 3.2.2 生物炭的表征 |
| 3.2.3 基本实验方法 |
| 3.2.4 生物炭添加对水稻土中大肠杆菌O157:H7 的杀灭 |
| 3.2.5 水稻土中VBNC状态大肠杆菌O157:H7 的形成及复苏 |
| 3.2.6 生物炭对大肠杆菌O157:H7 直接作用 |
| 3.2.7 生物炭添加后水稻土微生物群落的变化 |
| 3.2.8 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生物炭的表征 |
| 3.3.2 生物炭添加后水稻土理化性质的变化 |
| 3.3.3 生物炭添加后水稻土中大肠杆菌O157:H7 可培养性的变化 |
| 3.3.4 水稻土中VBNC状态大肠杆菌O157:H7 的形成 |
| 3.3.5 生物炭添加对水稻土中VBNC状态大肠杆菌O157:H7 形成的影响 |
| 3.3.6 水稻土中VBNC状态大肠杆菌O157:H7 的复苏 |
| 3.3.7 生物炭添加后水稻土微生物群落结构的变化 |
| 3.3.8 溶液体系中生物炭对大肠杆菌O157:H7 直接作用 |
| 3.3.9 灭菌土壤体系中生物炭对大肠杆菌O157:H7 存活的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 日晒覆膜对水稻土中大肠杆菌O157:H7 及其VBNC亚群的杀灭 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与材料 |
| 4.2.2 基本实验方法 |
| 4.2.3 日晒覆膜后表层土壤理化和微生物性质的变化 |
| 4.2.4 日晒覆膜对表层土壤中大肠杆菌O157:H7 杀灭效果 |
| 4.2.5 日晒覆膜对表层土壤中大肠杆菌O157:H7 VBNC亚群的杀灭 |
| 4.2.6 日晒覆膜后表层土壤中大肠杆菌O157:H7 的复苏 |
| 4.2.7 日晒覆膜后表层土壤微生物群落结构的变化 |
| 4.2.8 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 日晒覆膜后表层土壤理化性质的变化 |
| 4.3.2 日晒覆膜后表层土壤异养可培养数(HPC)和ATP的变化 |
| 4.3.3 日晒覆膜后水稻土中大肠杆菌O157:H7 的可培养性变化 |
| 4.3.4 日晒覆膜后VBNC状态水稻土中大肠杆菌O157:H7 形成 |
| 4.3.5 日晒覆膜对土壤中菌VBNC亚群的杀灭 |
| 4.3.6 日晒覆膜后表层土壤中VBNC大肠杆菌O157:H7 复苏 |
| 4.3.7 日晒覆膜后表层土壤微生物群落结构的变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 高温杀灭VBNC状态大肠杆菌O157:H7 机制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂与材料 |
| 5.2.2 高温对VBNC状态大肠杆菌O157:H7 形成和杀灭 |
| 5.2.3 高温下VBNC细胞的复苏 |
| 5.2.4 高温下VBNC状态大肠杆菌O157:H7 的表征 |
| 5.2.5 高温过程中胞内活性氧(ROS)、蛋白团聚体和ATP的变化 |
| 5.2.6 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 高温下大肠杆菌O157:H7 VBNC状态的形成 |
| 5.3.2 高温对VBNC状态大肠杆菌O157:H7 的杀灭 |
| 5.3.3 VBNC大肠杆菌O157:H7 的复苏 |
| 5.3.4 VBNC状态大肠杆菌O157:H7 的表征 |
| 5.3.5 高温杀菌机制 |
| 5.3.6 高温对VBNC亚群的杀菌机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（8）SRB与DFeRB对砷形态转化的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 As的形态及其危害 |
| 1.2.2 As在环境中的迁移转化 |
| 1.2.3 As的环境生物地球化学行为与铁耦合关系 |
| 1.2.4 As的环境生物地球化学行为与硫耦合关系 |
| 1.2.5 DGT技术在沉积物中的应用 |
| 1.3 选题依据及意义 |
| 第二章 研究内容与方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 研究内容 |
| 2.1.2 技术路线图 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 样品采集与保存 |
| 2.3.2 实验方法 |
| 2.3.3 实验仪器 |
| 2.3.4 数据处理 |
| 第三章 砷的形态转化与铁硫的耦合关系 |
| 3.1 基于DGT技术的沉积物中元素的分布特征 |
| 3.1.1 砷的含量及形态 |
| 3.1.2 垂向分布特征 |
| 3.1.3 砷与铁硫的耦合行为 |
| 3.2 氧化还原环境变化对砷界面行为的影响 |
| 3.2.1 研究结果 |
| 3.2.1.1 上覆水和沉积物中砷浓度变化 |
| 3.2.1.2 沉积物-水剖面中砷浓度变化 |
| 3.2.2 讨论 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 DFe RB对 As形态转化的影响 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 实验设计 |
| 4.1.2 实验菌株 |
| 4.1.3 分析测定 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 研究结果 |
| 4.2.1 夏季DFe RB作用下As的形态转化 |
| 4.2.1.1 DFe RB作用下As的还原及释放 |
| 4.2.1.2 DFe RB作用下沉积物中As形态转化 |
| 4.2.1.3 基于PLS模型的As形态转化路径分析 |
| 4.2.1.4 影响As形态转化的主要环境因子及路径 |
| 4.2.2 冰封期DFe RB作用下As的形态转化 |
| 4.2.2.1 DFe RB作用下As的还原及释放 |
| 4.2.2.2 DFe RB作用下沉积物中As形态转化 |
| 4.2.2.3 基于PLS模型的As形态转化路径分析 |
| 4.2.2.4 影响As形态转化的主要环境因子及路径 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 DFe RB作用下季节性As形态转化的影响机制 |
| 4.3.2 As迁移转化的主要驱动因子及路径的季节性差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 SRB对As形态转化的影响 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.2 研究结果 |
| 5.2.1 夏季SRB作用下As的形态转化 |
| 5.2.1.1 SRB作用下As的还原及释放 |
| 5.2.1.2 SRB作用下沉积物中As形态转化 |
| 5.2.1.3 基于PLS模型的As形态转化路径分析 |
| 5.2.1.4 影响As形态转化的主要环境因子及路径 |
| 5.2.2 冰封期SRB作用下As的形态转化 |
| 5.2.2.1 SRB作用下As的还原及释放 |
| 5.2.2.2 SRB作用下沉积物中As形态转化 |
| 5.2.2.3 基于PLS模型的As形态转化路径分析 |
| 5.2.2.4 影响As形态转化的主要环境因子及路径 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 SRB作用下季节性As形态转化的影响机制 |
| 5.3.2 As迁移转化的主要驱动因子及路径的季节性差异 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 DFe RB与 SRB对 As形态转化的差异性机制 |
| 6.1 研究结果 |
| 6.1.1 DFe RB和 SRB诱导的As还原释放 |
| 6.1.2 影响As形态转化的主要环境因子 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 As形态转化及释放的影响机制 |
| 6.2.1.1 DFe RB和 SRB的影响 |
| 6.2.1.2 温度、DOC和pH的影响 |
| 6.2.1.3 Fe~(3+)、Fe~(2+)和S~(2-)的影响 |
| 6.2.1.4 IP的影响 |
| 6.2.1.5 NH_4~+-N和 NO_3~--N的影响 |
| 6.2.2 As的潜在生态风险评估 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论、创新点及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间科研成果 |
（9）土壤溶解性有机质（DOM）分子多样性以及矿物分馏对DOM特性的影响机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 土壤溶解性有机质(DOM)来源、性质及影响因素 |
| 1.2.1 土壤DOM的来源 |
| 1.2.2 土壤DOM的性质及其表征 |
| 1.2.3 土壤DOM分子多样性及影响因素 |
| 1.3 DOM在矿物上的吸附及机理 |
| 1.3.1 DOM在矿物上的吸附分馏 |
| 1.3.2 矿物吸附DOM的机理 |
| 1.4 DOM与重金属反应 |
| 1.4.1 DOM与重金属络合特性及分析方法 |
| 1.4.2 DOM分子属性变化对重金属络合特性的影响 |
| 1.5 本研究目的、意义及内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 土壤DOM分子多样性及影响因素 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 土壤样品的采集 |
| 2.2.2 土壤样品性质的测定 |
| 2.2.3 DOM的提取与光谱表征 |
| 2.2.4 FT-ICR-MS测试及数据分析 |
| 2.2.5 Cu滴定实验 |
| 2.2.6 WHAM VII计算 |
| 2.2.7 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 DOM分子组成和化学特性的分布 |
| 2.3.2 气候和土壤性质对DOM分子多样性的影响 |
| 2.3.3 DOM与气候因子和土壤性质的分子关联 |
| 2.3.4 气候和土壤活性矿物对DOM与Cu络合能力的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 土壤DOM在水铝英石上的分子分馏及其对Cu络合能力的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 DOM提取与水铝英石制备 |
| 3.2.2 批量吸附等温实验 |
| 3.2.3 UV-Vis和3D-EEM荧光光谱测定 |
| 3.2.4 Cs-STEM分析 |
| 3.2.5 XPS分析 |
| 3.2.6 FT-ICR-MS测试及数据分析 |
| 3.2.7 Cu滴定实验和WHAM VII计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 DOM吸附等温实验及光谱表征 |
| 3.3.2 DOM在水铝英石上的亚纳米分布 |
| 3.3.3 DOM固有分子属性对其在水铝英石上分馏的影响 |
| 3.3.4 羧基(COO)和CH2基团在吸附分馏过程中的作用 |
| 3.3.5 吸附分馏对DOM与Cu络合能力的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 有机质在水铁矿上的吸附分馏对其与重金属络合特性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 水铁矿合成及HA样品准备 |
| 4.2.2 水铁矿吸附分馏前后HA样品的重金属滴定实验 |
| 4.2.3 同步荧光和FTIR实验 |
| 4.2.4 二维相关光谱分析 |
| 4.2.5 重金属络合参数计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 HA样品同步荧光光谱随重金属添加的变化 |
| 4.3.2 荧光组分与重金属络合的二维相关分析 |
| 4.3.3 官能基团与重金属络合的二维相关分析 |
| 4.3.4 重金属与HA组分的络合参数 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 第二章 土壤DOM分子多样性及影响因素 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（10）机械活化磷矿粉的磷释放特征及其机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外磷矿资源现状 |
| 1.3 磷矿在生产磷肥中的应用 |
| 1.4 速效磷肥施用过程中存在的问题 |
| 1.5 直接施用磷矿粉的研究现状及存在的问题 |
| 1.5.1 直接施用磷矿粉的研究现状 |
| 1.5.2 磷矿粉的生物有效性评价标准 |
| 1.5.3 影响磷矿粉直接施用效果的因素 |
| 1.5.4 提高磷矿粉有效性的途径 |
| 1.6 机械活化磷矿粉的研究进展 |
| 1.6.1 机械活化技术的概念 |
| 1.6.2 机械活化磷矿粉的研究进展 |
| 1.6.3 机械活化磷矿粉的物理、化学性质 |
| 1.6.4 机械活化磷矿粉的晶体结构特征与磷溶解特性的关系 |
| 1.6.5 机械活化磷矿粉的研究方法 |
| 1.6.6 机械活化磷矿粉的应用效果 |
| 1.6.6.1 机械活化磷矿粉对土壤磷库的影响 |
| 1.6.6.2 机械活化磷矿粉对不同作物生长的影响 |
| 1.6.7 机械活化磷矿粉存在的问题 |
| 1.7 研究内容和研究目的 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究目的及意义 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 机械活化作用对磷矿粉粒度、磷溶解特性及其关系的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试磷矿 |
| 2.1.2 试验预处理 |
| 2.1.3 试验设计 |
| 2.1.4 指标测定方法 |
| 2.2 数据分析与统计 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 机械活化作用对磷矿粉粒度的影响 |
| 2.3.2 机械活化磷矿粉枸溶性磷含量和枸溶率的变化 |
| 2.3.3 机械活化磷矿粉枸溶性磷含量与粒度的关系 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 机械活化后磷矿粉的物理、化学性质变化及磷释放机理 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 试验预处理 |
| 3.1.3 试验设计 |
| 3.1.3.1 机械活化磷矿粉表面形貌变化 |
| 3.1.3.2 机械活化磷矿粉的表面功能基团变化 |
| 3.1.3.3 机械活化磷矿粉的物相组成及晶体结构表征分析 |
| 3.1.3.4 机械活化磷矿粉热稳定性变化 |
| 3.1.3.5 机械活化对磷矿粉的pH影响 |
| 3.2 数据分析与统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 机械活化对磷矿粉表面形貌变化的影响 |
| 3.3.2 机械活化对磷矿粉表面基团变化的影响 |
| 3.3.3 机械活化对磷矿粉的物相转变及晶体结构的影响 |
| 3.3.4 机械活化对磷矿粉热稳定性的影响 |
| 3.3.5 机械活化作用对磷矿粉pH值的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 施用机械活化磷矿粉后土壤磷动态释放特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 指标测定 |
| 4.2 数据分析与统计 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 机械活化磷矿粉对土壤速效磷含量的影响 |
| 4.3.2 机械活化磷矿粉对土壤pH值的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 机械活化磷矿粉对作物的产量及土壤速效磷的影响 |
| 5.1 机械活化磷矿粉对燕麦的产量及土壤速效磷含量的影响 |
| 5.1.1 材料与方法 |
| 5.1.1.1 供试材料 |
| 5.1.1.2 试验设计 |
| 5.1.1.3 指标测定 |
| 5.1.2 数据分析与统计 |
| 5.1.3 结果与分析 |
| 5.1.3.1 机械活化磷矿粉对燕麦土壤速效磷含量的影响 |
| 5.1.3.2 机械活化磷矿粉施用后对燕麦干物质重的影响 |
| 5.1.3.3 机械活化磷矿粉对燕麦吸磷量的影响 |
| 5.1.3.4 机械活化磷矿粉对燕麦磷养分利用率的影响 |
| 5.1.4 讨论 |
| 5.1.5 小结 |
| 5.2 机械活化磷矿粉与水溶性磷肥配施对春玉米产量的影响 |
| 5.2.1 材料与方法 |
| 5.2.1.1 试验地点 |
| 5.2.1.2 供试材料 |
| 5.2.1.3 试验设计 |
| 5.2.1.4 指标测定 |
| 5.2.1.4.1 植物样品的采集及测定 |
| 5.2.1.4.2 土壤样品的采集及测定 |
| 5.2.2 数据分析与统计 |
| 5.2.3 结果与分析 |
| 5.2.3.1 栽培年限、磷处理及其交互作用对土壤速效磷和玉米产量指标的影响 |
| 5.2.3.2 机械活化磷矿粉与水溶性磷肥配施对土壤速效磷的影响 |
| 5.2.3.3 机械活化磷矿粉与水溶性磷肥配施对玉米吸磷量和产量的影响 |
| 5.2.3.4 机械活化磷矿粉与水溶性磷肥配施对磷利用率的影响 |
| 5.2.4 讨论 |
| 5.2.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表文章及研究成果 |
四、外加热法测定矿物中的氘（论文参考文献）
- [1]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
- [2]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)
- [3]内蒙沙化土壤对镉的吸附特征及机制研究[D]. 夏焜. 西南科技大学, 2021(08)
- [4]退耕还草土壤碳和铁变化特征及其对团聚体形成与稳定的贡献[D]. 靳小莲. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [5]周丛生物膜对稻田土壤中砷迁移转化的影响及作用机制[D]. 郭婷. 浙江大学, 2021
- [6]铁基改性生物质炭对水稻土砷镉活性的同步钝化及机制研究[D]. 田小松. 西南大学, 2021(01)
- [7]农田土壤中大肠杆菌O157：H7休眠状态形成和杀灭研究[D]. 符玉龙. 浙江大学, 2021(01)
- [8]SRB与DFeRB对砷形态转化的影响机制研究[D]. 石文静. 内蒙古大学, 2020(04)
- [9]土壤溶解性有机质（DOM）分子多样性以及矿物分馏对DOM特性的影响机制[D]. 丁洋. 华南理工大学, 2020(05)
- [10]机械活化磷矿粉的磷释放特征及其机理研究[D]. 房娜娜. 沈阳农业大学, 2020(08)