一、应用于污染环境治理的生物修复技术（论文文献综述）
李启虔[1]（2021）在《基于真菌固定化技术的多环芳烃污染土壤的生物修复研究》文中研究说明多环芳烃是我国土壤中典型的有机污染物,该类化合物具有潜在的致癌、致突变能力,对人类健康及生态环境安全构成了极大威胁。真菌因其多元的氧化酶系在修复多环芳烃污染土壤方面显示出了巨大潜力,但是在对污染物进行降解和转化中,真菌与土壤中的细菌是如何相互作用影响这一过程的,尚不清楚。另外,在实际应用中,将外源真菌接种于污染土壤中存在竞争力弱、难存活、有效浓度低等问题,这大大限制了其规模化应用。因此,需厘清真菌修复过程中真菌和土着细菌之间的作用关系,加深真菌降解和转化污染物的机理认识,同时,开发增强真菌在土壤中的适应力、竞争力和降解能力的技术和产品,对真菌修复走向实际应用具有重要意义。针对以上问题,首先,本文从真菌培养基质和生产工艺两个方面入手,发展了新型的真菌固定化技术,开发了土着真菌强化修复制剂,并将其接种至多环芳烃污染土壤中,系统探讨了生物修复的效果和机理。其次,采用DNA-稳定同位素探针技术,对真菌修复过程中土壤功能细菌的种群结构和变化进行了系统研究,结果可为全面了解多环芳烃真菌修复的过程和机制提供理论依据。论文取得的主要成果如下:（1）从石油污染土壤中分离获得23株多环芳烃降解真菌（编号FLQ-1至FLQ-23）,分别来自子囊菌门、接合菌门和担子菌门。Trichoderma longibrachiatum FLQ-4和Rigidoporus vinctus FLQ-16对液体培养基内的多环芳烃的去除效果最佳,它们对初始浓度为50 mg/L菲的去除效率分别达到94.6%和96.3%;对初始浓度为20 mg/L苯并（a）芘的去除效率达到90.7%和92.7%。测试菲在培养体系中各组分中的分布结果表明Trichoderma longibrachiatum FLQ-4对菲的降解主要在细胞内进行,而Rigidoporus vinctus FLQ-16对菲的降解主要在细胞外进行。Trichoderma longibrachiatum FLQ-4相较Rigidoporus vinctus FLQ-16具有更宽的适宜p H范围和更高的盐耐受能力,因此可能更适宜作为污染土壤修复材料。（2）以Rigidoporus vinctus FLQ-16为研究材料,从培养基质和生产工艺两方面对优化包封真菌技术进行初步探索。培养基质中添加共代谢底物ABTS,将有助于提高Rigidoporus vinctus FLQ-16的漆酶酶活和菲去除能力。固定化过程中,海藻酸钠的最佳浓度为3%,氯化钙的最佳浓度为4%。接种量和干燥时间只影响菌丝在载体上面的生长速度,而未对漆酶酶活和菲去除率带来显着影响。包封真菌的扫描电镜表征显示,海藻酸钙水凝胶层可以有效的将培养基质与外界隔离,却不影响真菌在内部的生长迁移,且穿透凝胶层与环境接触的菌丝并未破坏凝胶层结构。（3）利用包封真菌技术,成功的将真菌Trichoderma longibrachiatum FLQ-4定殖于多环芳烃污染土壤,真菌修复30天后,对土壤中的菲去除率达76.3%。扩增子测序结果表明,生物刺激和生物强化处理均显着提高了土壤中细菌的多样性,以变形菌门群落的丰度增加最为明显。来自γ-变形杆菌门的Rhodanobacter和Pseudomonas分别为生物强化处理和生物刺激处理组中被显着富集的优势菌种。我们推测土壤中的γ-变形杆菌可能与真菌通过共代谢方式参与到多环芳烃的降解过程。（4）通过DNA稳定同位素探针技术对真菌修复过程中土着菲降解功能细菌进行识别并对其多样性进行研究。结果表明,分别来自7个属（鞘氨醇单胞菌属、鞘氨醇杆菌属、食酸菌属、马赛菌属、黄杆菌属、贪铜菌属、气微菌和未分类的噬几丁质杆菌属）,共15个OTUs富集于重层DNA。在真菌生物强化过程中,随着菲去除率的增大,土着菲降解功能细菌的数量和多样性均显着增加。研究还发现真菌生物强化能够以共代谢的方式促进来自变形菌门的土着功能细菌参与到多环芳烃的降解过程,因此我们推测多环芳烃的生物降解来自真菌和土着细菌的联合作用。而来自变形菌门的鞘氨醇单胞菌属在真菌修复多环芳烃的过程中起到重要作用。本研究发展了新型应用于多环芳烃污染土壤修复的固定化真菌技术,并从土壤功能细菌的角度对真菌修复过程中污染物的降解转化机理进行初探,为进一步利用土着细菌与真菌之间的协同代谢机制,调节强化土着细菌的降解功能,开发和完善多环芳烃土壤生物修复技术打下理论基础。
夏辉[2]（2021）在《基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究》文中指出地下水是自然界水圈的重要组成部分,是人类赖以生存和社会经济发展珍贵的淡水资源战略物资;但是,随着工农业的快速发展,人为不合理的开发利用等因素导致地下水遭受污染。地下水埋藏于地下复杂的地质环境介质中,具有流动性、脆弱性、隐蔽性、动态变化性等特点,致使地下水污染修复专业技术要求高、工程难度大、成本高。近年来,纳米技术的兴起为地下水原位修复提供了新的技术支撑,纳米级的修复药剂可以在地下水-土介质中进行有效的迁移,从而为地下水污染高效低耗的原位修复提供了可能。在众多的修复药剂中,过氧化钙（Ca O?）是一种具有p H响应的特殊材料。在酸性条件下,Ca O?几乎可以全部转化为过氧化氢（H?O?）,在碱性条件下可以水解生成氧气（O?）和氢氧化钙（Ca（OH）?）。三种水解产物可分别应用于化学法、生物法和物理法修复污染。当Ca O?的粒径缩小至纳米级时,由于纳米效应带来的地下强迁移能力和强化学活性,使得nano-Ca O?可以迅速高效修复地下水污染。更重要的是,nano-Ca O?反应产物为钙盐、属于自然地下环境的主要成分,没有二次污染。因此,nano-Ca O?在环境修复领域中有着良好的应用前景。本文选取污染场地中常见的有机污染物硝基苯酚（PNP）和新兴污染物三（2-氯乙基）磷酸酯（TCEP）,以及镉、六价铬重金属等高关注度污染物作为研究目标,开展了基于纳米Ca O?地下水污染靶向修复工作。研究总体技术路线为:场地污染背景刻画→污染物测试方法开发→纳米Ca O?技术应用→理论预测与实验验证。其中“测试方法开发”解决了后续实验中纳米颗粒对PNP测定干扰的问题;“技术应用”中,首先利用普通Ca O?/Fe（II）类芬顿技术修复PNP污染,然后研制纳米级Ca O?、并用于地下水中PNP和Cd2+复合污染的修复;最后为解决纳米颗粒团聚问题,我们将聚合物壳聚糖和尤特奇EPO对Ca O?进行了包裹,制备了两种具有p H相应性的“核壳”纳米复合材料,分别为CS/Ca O?和EPO/Ca O?,并应用于地下水污染修复。在地下水污染去除实验中,我们以“避光”条件模拟地下的低光环境,以“震荡频率”模拟地下水的流动状态,并通过调整“p H”和添加“阴阳离子”的形式模拟地下水的水文地球化学条件,考察了地下水条件下的修复效果。为理解修复的内在机理,我们还利用量子化学的密度泛函理论（DFT）,探讨了nano-Ca O?降解新兴污染物TCEP的可能机理,并通过实验验证了机理的合理性。本研究的主要成果如下:（1）采用“10%甲醇猝灭—5%盐酸酸化—60℃中温加热—10 g/L抗坏血酸掩蔽”的预处理技术,解决了纳米氢氧化铁干扰的问题,实现了在317 nm下准确比色测定PNP浓度的目的,为后续实验提供了技术保障。（2）Ca O?和Fe（II）可以催化降解96%初始浓度为40 mg/L的污染物PNP。OH·是促使PNP降解的主因。除了HCO3-以外,地下水中Na+、K+、Ca2+、Mg2+、Fe3+、Mn2+、SO42-、Cl-、NO3-等常规水化学条件不影响PNP的降解效果。初始p H和试剂用量是关键参数,而震荡频率、温度和光照条件是次要参数,这说明Ca O?适用于地下水PNP污染修复。（3）合成纳米Ca O?的粒径小于50 nm,Ca O?的含量占比71%。纳米Ca O?与Fe（II）联合可以去除93%的PNP（初始浓度为40 mg/L）和99%的Cd2+（初始浓度为10 mg/L）。PNP去除机理是OH·的氧化,Cd2+去除机理是铁氧体共沉淀。低p H值、高Fe2?的投放量、高震荡频率、高温有利于PNP的降解,而高p H值、低Fe2?投放量,高Nano-Ca O?投放量、高震荡频率、高温有利于Cd2+的沉淀去除;光照都两者都没有影响。地下水常规离子对复合污染的修复无影响,但是HCO3-和Mn2?对PNP的降解有负面影响,Fe3?,Ca2?,Mg2?等离子可与Cd2+产生沉淀竞争反应,对Cd2+的去除不利。（4）制备了两种包裹型“核壳”结构的复合材料,CS/Ca O?纳米材料的粒径介于100～200 nm之间、而EPO/Ca O?的粒径介于200～300 nm之间。包裹材料既提高了材料的p H响应能力,也解决了纳米颗粒团聚的问题。两种材料对于重金属Cr6+、Cd2+、Ni2+、Cu2+、Pb2+、Zn2+、As5+、Hg2+污染有着良好的修复效果,对10 mg/L初始浓度的污染水体去除率均达到95%以上。修复Cr6+污染地下水的机理为:在酸性体系中,外壳聚合物与质子发生解离反应,释放出内核材料Ca O?→酸解产生H?O?→将Cr6+还原为Cr3+。p H和震荡频率对修复效果影响较大,温度和光照条件无影响,高p H、大振荡频率有利于六价铬的去除,反之则不利;地下水中HCO3-、Fe3?,Mn2?对修复Cr6+会产生不利影响。重金属的修复机理则是沉淀去除。当体系额外加入Fe（II）时,铁氧体共沉淀效应会导致重金属去除的更快,去除率也更高;而且Fe试剂会催化产生高能的OH·,可用于有机物污染的同步去除,研究发现40 mg/L的PNP的去除率接近100%。（5）最后,利用DFT方法探究了nano-Ca O?降解TCEP的产物及其产生路径,合理解释了OH·氧化降解TCEP的过程,对相关产物的形成机制提供了证据;并且通过捕获TCEP的降解产物实验,印证了DFT理论推断的正确性,实现了理论与实践的结合。
艾贤军[3]（2020）在《耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用》文中研究指明石油污染土壤的形势严峻,给生态环境和人类健康带来了巨大威胁。生物修复技术以其环境友好、低价高效等特性在各类修复技术中的地位不断提升。然而,在实际修复场地中常存在高盐碱环境,极大程度的限制了常规微生物对污染物的净化能力。本文首先分析、探究了土壤石油烃提取、分析方法,然后从实际石油污染盐碱场地中提取了耐盐菌群,并进行接种、培养和高盐高油胁迫条件的驯化,研究了驯化过程中耐盐菌群的生理特性,探讨了优势耐盐菌株在水环境以及土壤环境中的石油烃降解特性,分析了长效耐盐石油降解菌剂推广应用的修复助剂、缓释药剂、载体材料、菌剂制备等关键问题,最后设计了一套智能化、模块化、撬装化的石油污染盐碱场地生物修复装备。土壤石油烃提取、分析实验表明:在土壤初始油浓度为10000mg/kg条件下,采用5种不同萃取手段,土壤石油烃萃取率依次为振荡过滤国标法（106.45%）>索氏提取国标法（90.73%）>滴滤萃取法（76.3%）>振荡离心萃取法（74.7%）>振荡过滤萃取法（68.3%）,其原因在于萃取液与污染土壤的接触时间不同所致。5种萃取手段中,振荡过滤国标法具有最高萃取准确度,而振荡过滤萃取法所用时间最短,在有修正系数矫正比例的前提下,可以用于要求快速处理大量样品的情况。耐盐菌筛选、驯化实验表明:常年受石油污染的盐碱场地中存在能够耐受盐碱环境的高效石油烃降解土着菌,通过人为筛选驯化,可以继续提高其盐碱耐受性及降解能力。通过测定耐盐菌驯化培养液的pH发现,pH值由7.6（初期）降低至5.9（末期）,说明菌株在适应环境、降解石油烃的过程中会使培养液由中性转变为弱酸性,原因在于耐盐菌分解石油烃过程中产生碳酸类物质。培养液的电导率在55～115 ms/cm范围内波动,是因为适应不了环境的菌株裂解死亡后,内部电解质大量渗入培养液,导致培养液电导率发生变化。培养液油滴粒径及形态变化表明,耐盐菌群生长发育阶段会产生大量表面活性剂类代谢产物,使石油烃粒径减小的同时部分乳化。耐盐菌修复石油烃污染水体实验表明:在前期筛选的耐盐菌群中共提取出6株耐盐菌,其中1号菌株（称为优势耐盐菌株）在极限盐度条件下降解高浓度石油烃的能力最佳,其最适生存环境条件分别为pH值为9、油浓度为5000 mg/L、温度为30℃,同时在pH值7～9、油浓度0.5%～5%、温度20～40℃范围内具有较高生存活性。该菌株在含盐量15%～36%、含油量0.5%～5%、pH值7～9、温度20～40℃、不同盐组分实验中降解效率最高的实验组分别为:含盐量20%（82.6%）、含油量10000 mg/L（79.47%）、pH为8（76.9%）、30℃（64.93%）、CaCl2（90.3%）。经检测该菌株能产生脂肽类生物表面活性剂、淀粉水解酶和过氧化氢酶等物质,这类物质在促进石油烃乳化的同时能够促进菌株降解。耐盐菌修复石油烃污染土壤实验表明:在土壤含油量10000mg/kg条件下,1、5、6号及三株混合菌中,经25d降解1号菌株处理效果最好（65%）,土壤中剩余含油量3856.5 mg/kg。土壤盐含量0～50%（质量比）实验组,25%含盐量降解率最高（91.1%）,剩余油浓度887 mg/kg,与国标GB3660—2018规定的第一类建设用地石油烃类筛选值（826 mg/kg）较为接近,低于第二类建设用地筛选值（4500 mg/kg）。该菌株在不同土质中对污染物的去除率依次为砂土（66.1%）>壤土（61.4%）>黏土（35.2%）。1000～150000 mg/kg土壤油浓度实验中,50000 mg/kg实验组降解率最高（69.9%）,剩余油浓度15040mg/kg,未达标原因在于土壤本身油浓度过高。20～100%含水率实验中,40%实验组去除率最高（64.9%）,剩余油浓度3509mg/kg;10～50℃环境温度实验中,40℃实验组去除率最高（66.58%）,剩余油浓度3342mg/kg,均满足第二类建设用地筛选值（4500mg/kg）。通过GC-MS检测得知,经1号菌株降解后,多种石油烃类物质丰度显着降低,其中三（2-氯乙基）亚磷酸酯、均三甲苯等物质几乎彻底清除,而2,4-二叔丁基酚、N-丁基苯磺酰胺等物质仍有较多残留;其中2,3-二甲基萘含量不降反增,可能存在某种生化反应将大分子物质分解所致。经16s RNA基因鉴定得知,1号菌株属盐单胞菌属的titanicae菌,同时结合其可在36%盐度环境中有效降解石油烃类,因此推测其为重度嗜盐石油降解菌。此外,分析了高盐碱环境中耐盐菌修复实际场地所需的修复助剂、缓释药剂、载体材料等的性能要求与发展方向,初步设计了耐盐菌剂量产化方案。同时,从思路方案、工艺设计、结构设计、投资运行成本等方面,设计了一套石油污染场地耐盐菌修复中试设备,该系统较好解决了有机污染场地生物修复实践中存在的装备化程度低、菌剂成本高等问题,同时适用于原位、异位两类修复工程。
孙伟楠[4]（2020）在《湿地水环境水力原位生物修复方法及效能研究》文中认为湿地具有多种重要的生态功能与重大的社会经济价值,随着城镇化与工业化的快速推进,湿地水环境污染问题日益严重,对于污染湿地水环境的治理修复刻不容缓。大庆市龙凤湿地是我国最大的城中湿地,其水环境状况在大庆市资源开发、人类生活、农业生产的影响之下每况愈下,对龙凤湿地水环境进行改善修复迫在眉睫。本研究在现阶段水环境修复方法的基础之上,结合气升式反应器机理,开发出以水力驱动的可原位同步修复龙凤湿地水环境底泥及水体污染的有效方法。通过CFD模拟技术探寻了该反应技术内在的能量场及各相间扩散分布;通过小型反应装置模拟水力原位生物修复方法,根据水体及底泥各污染指标的降解效果确定了最佳的修复条件通过反应器试验对比普通曝气方法研究了该技术方法对于水体及底泥各污染指标的降解效能;。研究表明:流场中叶轮的转矩与流体的来流速度、密度、叶轮的内外径、高度、叶片翼型的基本参数（安装角、稠密度,相对厚度、）有关;流体在流经轴流叶轮时,压力在轴向上由下而上总体呈下降趋势,总体速度呈先上升后下降趋势,叶轮旋转对于局部压力场和速度场均有影响。流体压力呈径向对称分布,在叶轮进口处,压力由叶轮外部至内略有增大,在轴心处达到最大值,此时速度最小,在叶轮中部及出口,压力由外壁面至叶轮边缘逐渐减小,在出口轴心位置达到最小。流体速度在叶轮中部时最大。水力原位生物修复体系内流场在气体速度入口处速度最大,进入上升区域压力变小,速度变大,在液面处,气泡破碎,少量气泡随流体进入下降区继续流动。轴流叶轮和搅拌器的搅拌作用会影响流场流线,使得流动呈螺旋形。反应器底部主要以泥相为主;反应器中部,以水相为主,气相含量随着上流高度的增加逐渐增多。对水环境修复条件进行正交优化试验,得出曝气及搅拌时间是水体COD、TP降解效能、底泥厚度削减量与底泥G值增长率的主要影响因素,影响水体NH3-N和TN降解率的主要因素为曝气强度,影响底泥有机质削减率的主要因素为搅拌位置。本模拟试验得出水力原位生物修复方法对水环境修复的最佳条件组合为搅拌高度为5cm,时间为9小时,曝气量为6L/min。水力原位生物修复方法可有效改善水环境表观指标、降解有机污染物与营养盐,提升恢复水环境自我修复能力。试验后,水体透明度明显增加,底泥表面形成氧化层,底泥厚度削减量达到6.5cm。底泥有机质降解量达到27.33%,水体COD降解率达到80.9%;水体NH3-N、TN、TP降解率分别达到76.0%,79.0%,69.2%,水体溶解氧浓度提升至4.26mg/L左右;底泥微生物的可生物降解能力G值的增长率达到328.45%,水环境自净能力明显提升。
崔佳琦[5]（2020）在《构建微生物降解策略及理性指导石油烃污染土壤修复特性》文中进行了进一步梳理随着人类对生态环境保护意识的不断提高,石油烃污染环境治理已成为焦点问题。目前,生物修复技术在石油烃污染场地修复方面展现出巨大的应用潜力,但石油烃具有毒性和疏水性,导致生物修复技术表现出降解周期长、效率低等不足。因此,探索和建立一种高效、环保、低耗的生物修复策略,对于污染场地修复具有重要意义。本文针对拟修复土壤中石油烃污染物-链烷烃(C13-C21)和多环芳烃（萘和菲）进行微生物修复策略构建及优化,并将所建立的最优降解策略应用于石油烃污染土壤治理中以评估修复特性,实现土壤石油烃污染治理达到土壤环境质量-建设用地土壤污染风险管控标准（试行）（GB 36600-2018）。具体研究结果将从以下三个方面展示:第一方面:石油烃降解菌群富集及其对高浓度石油烃胁迫的响应（1）利用不同浓度石油烃（1000-20000 mg/L）对活性污泥进行逐级梯度驯化,驯化结果表明:在气升式反应器（反应液体积1 L、温度30°C、通气量2.0L/L·h、活性污泥接种量10 m L）中,微生物菌群对高浓度石油烃（>10000 mg/L）降解效率显着低于低浓度石油烃（<7000 mg/L）,并且菌体优先降解短链烷烃(C13-C16)。同时,随着石油烃浓度的不断提高,细菌菌群多样性逐渐降低,优势菌群构成趋于稳定。通过比较宏基因组学分析不同浓度石油烃（10000 mg/L和20000 mg/L）条件下微生物菌群功能可知,菌体通过提高环境适应、膜转运以及氨基酸代谢等功能丰度以抵御石油烃胁迫。然而,高浓度石油烃（20000 mg/L）可对微生物菌群消化系统、循环系统以及信号传导等功能模块产生抑制作用,造成微生物菌群代谢碳氢化合物效率下降。由于活性污泥存在微生物菌群冗余、相互作用复杂以及内含物成分不确定等因素而限制其应用,后续将从驯化后活性污泥中分离和构建混合菌群,进一步提高微生物降解高浓度石油烃效率。第二方面:石油烃降解策略优化及其菌群代谢碳氢化合物功能特性分析（2）针对拟降解石油烃污染物-链烷烃(C13-C21)和多环芳烃（萘和菲）,从驯化后活性污泥中,共分离、鉴定出6株石油烃降解菌,分别为D-1（Microbacterium）、D-2（Kocuria marina）、D-4（Kocuria rosea）、D-5（Microbacterium）、D-6（Staphylococcus capitis）以及D-7（Bacillus odysseyi）。分别利用6株单菌进行5000 mg/L、10000 mg/L、15000 mg/L石油烃（链烷烃和多环芳烃）降解试验,结果表明:经过14 d降解试验,所有单菌降解5000 mg/L石油烃效率均>50%,但随着石油烃浓度的增加（浓度>10000 mg/L）,单菌降解总石油烃降解效率显着降低,且菌体生物量也随之下降。为提高微生物降解高浓度石油烃效率,通过构建混合菌群（两株菌）以促进微生物代谢碳氢化合物。由混合菌群（两株菌）降解效率可知,D-4+D-6组合经降解条件优化（反应液体积80 m L、温度30°C、转速200 r/min、初始p H=7.0、菌体接种比例1:1）后,上述组合经过14 d降解试验对10000 mg/L石油烃降解率可达到72.09±7.14%,其中链烷烃(C13-C21)和多环芳烃（萘和菲）剩余量分别为1618.31±116.85 mg/L和1172.69±95.81 mg/L。（3）为进一步提高混合菌群（两株菌）降解石油烃效率,采用外源添加表面活性剂策略开展试验。在添加Tween80体系下,D-4+D-7组合（降解周期14 d）降解10000 mg/L石油烃效率可达到81.58±6.29%。由比较宏基因组学分析发现,添加Tween80的D-4+D-7组合中全局网路、氨基酸代谢、碳水化合物代谢功能模块的相对丰度增加。在添加鼠李糖脂的D-5+D-7组合中,膜转运、信号传导以及细胞运动功能模块的相对丰度明显增加,以促进石油烃的转运、吸收以及降解,并且上述组合石油烃降解基因-alk B和nah丰度也显着提高。最终,在添加鼠李糖脂体系（D-5+D-7组合）下,微生物总石油烃降解率可达到88.35±7.58%（14 d降解周期）,其中链烷烃(C13-C21)和多环芳烃（萘和菲）剩余量分别为745.23±66.05 mg/L和419.77±36.49 mg/L。经过比较发现:本试验所构建的石油烃降解策略（鼠李糖脂结合D-5+D-7组合）效率最大,可完全用于理性指导下石油烃污染土壤修复技术中。第三方面:理性指导下石油烃污染土壤生物修复特性（4）在石油烃污染土壤修复（反应器体积60.0 L、总石油烃含量9316.41±625.87 mg/kg、温度20-25°C、含水量25%-30%）条件下,采用生物刺激（添加氮源、磷源）、生物强化（添加D-5和D-7）以及表面活性剂增溶技术（添加鼠李糖脂）相结合的综合方法,可显着提高石油烃污染土壤中细菌菌群多样性、石油烃降解菌（总石油烃、链烷烃、多环芳烃）数量以及各种酶（过氧化氢酶、脂肪酶、脱氢酶、磷酸酶、荧光素二乙酸酯水解酶）活性。在本部分修复策略应用修复126 d后,石油烃污染土壤总石油烃含量已降至2558.29±138.59mg/kg,主要指标低于土壤环境质量-建设用地土壤污染风险管控标准（试行）（GB36600-2018）,即总石油烃含量低于第二类用地筛选值4500 mg/kg（对人体健康风险可以忽略）,已达到预期的生物修复石油烃污染土壤的目标。
刘鑫[6]（2020）在《白洋淀流域水体污染时空变化特征与污染削减技术研究》文中进行了进一步梳理雄安新区成立以后,各级政府对白洋淀流域实施了一系列污染综合整治措施。为评估白洋淀污染现状,分析雄安新区生态环境整治工程对白洋淀水环境改善效果。本研究结合实地采样调查和样品数据分析,分析了白洋淀水体营养程度及沉积物污染的时空变化特征,识别出新区污染管控措施后淀内污染的主要影响因子,并基于以上研究结论分别对淀中村生活污水排放以及淀内沉积物污染淤积的削减技术进行分析探讨。研究分析白洋淀水体营养程度的时空分布特征以及造成水环境变化的主要原因。结果表明:白洋淀水体整体处于富营养化状态。通过历史对比发现,淀内生态环境改善的同时淀中村排污的污染问题依然严重。白洋淀的治理工作的重心一部分应落在淀中村的污染管控上。研究设计了一种适用于淀中村生活污水的“生物-生态”一体化处理装置并对装置的运行工况进行优化研究,同时对淀中村污水处理设施建设进行分析探讨。结果表明:装置能够适应淀中村地形特点及生活污水排放特点;最优工况下装置出水的水质可达到一级A排放标准;淀中村污水处理设施建设模式上可综合考虑村庄布局、村内地形以及人口规模。研究评估了白洋淀沉积物营养盐及重金属污染程度及生态风险的变化特征并对淀内沉积物污染修复技术以及沉积物优先治理区域的选择进行分析探讨。结果表明:白洋淀沉积物中营养盐污染严重;重金属污染程度均处于清洁和轻度污染水平;淀区整体重金属污染处于中度生态风险水平,同时存在一些处于重度和严重生态风险等级的点位。与2010年相比2019年淀内的生态风险指数均有不同程度的下降,淀区南部区域改善效果相对较差;白洋淀下一步的沉积物污染治理可在污染淤积严重的区域采用生态清淤技术,在污染程度较弱的区域优先选择生物处理技术。治理区域可结合沉积物重金属生态风险水平以及区域居民人口密度进行选择。
薛文静[7]（2020）在《分散型纳米零价铁对镉污染河道底泥的修复及其行为机理研究》文中研究表明随着城市化和工业化的快速推进,河流受人类活动的干扰越来越强烈,河流重金属污染现象也日趋严重。重金属可通过吸附、络合、沉淀等作用沉积到底泥中,当底泥外部环境发生改变时,底泥中的重金属易重新释放至上覆水中,易引起二次污染,对生态环境和人类健康造成巨大威胁。因此,寻找高效修复重金属污染底泥的新技术方法是水环境领域一直关注的问题。随着环境纳米技术的发展,利用铁系纳米材料作为稳定试剂以解决重金属污染问题逐渐成为研究的热点。其中,以纳米零价铁（NZVI）为代表的铁纳米材料具有比表面积大、还原活性高、反应速度快、吸附性强等特点,在治理重金属及有机物污染等一系列环境问题上已表现出优越的性能。但因NZVI还原性较强,在环境中易被氧化,且由于自身的磁性引力及颗粒间的范德华力等作用,NZVI颗粒易于团聚,进而降低了NZVI的反应活性及在底泥中的移动性,对环境污染修复工作不利。基于此,本研究采用海藻酸钠（SA）、鼠李糖脂（RL）、氧化石墨烯（GO）三种改性剂来制备分散型NZVI,用于提高NZVI的反应活性和迁移性,并以湖南省湘江长沙段镉（Cd）污染底泥为研究对象,深入研究分散型NZVI材料对底泥重金属Cd的稳定作用及行为机理,以实现重金属污染底泥的有效处理与河道生态环境改善。具体研究工作及创造性成果如下:第一部分为分散型NZVI的合成及其对Cd污染河道底泥的稳定性研究。成功制备并表征了海藻酸钠改性的纳米零价铁（SNZVI）、鼠李糖脂改性的纳米零价铁（RNZVI）和氧化石墨烯改性的纳米零价铁（GNZVI）。用制备出的分散型NZVI和未改性的NZVI修复Cd污染的河道底泥,通过测定Cd的化学形态、底泥微生物酶活性和细菌群落结构来评价稳定效果。结果表明分散型NZVI和NZVI均能有效地将Cd从不稳定态转化为稳定态,处理组中Cd的残渣态百分含量最大增加了64.82%,有效降低了Cd的移动性,其对Cd稳定性能大小依次为:GNZVI>RNZVI>SNZVI>NZVI。通过微生物酶活性、变性梯度凝胶电泳（PCR-DGGE）及高通量测序分析发现,分散型NZVI的加入显着激活了底泥酶活性,改变了底泥细菌群落结构,增加了底泥细菌群落的多样性和铁还原菌的丰富度,并提高了有机质的生物利用度。从该部分研究可以得出材料对Cd的稳定机制包括材料本身对Cd的吸附、络合作用,以及提高了铁还原菌的相对丰度。铁还原菌通过还原Fe（III）矿物质可将铁氧化物结合态的Cd重新分配到更稳定的次生铁矿中,进一步降低Cd的移动性。第二部分为分散型NZVI对Cd污染河道底泥的修复效应研究。在确定重金属形态转化行为的基础上,考察修复底泥中Cd的浸出毒性（TCLP）和生物可利用性（PBET）,探究重金属向环境中的潜在释放能力及环境毒性。研究表明三种分散型NZVI的加入均降低了Cd的TCLP浸出浓度和PBET可提取浓度,其对Cd的固定化效率分别高达96.33%和70.21%,有效降低了Cd的溶出性和生物可利用性。此外,材料的加入必然会引起底泥理化性质的改变,通过分析修复过程中底泥pH和氧化还原电位（Eh）的变化,进一步探究不同分散型NZVI的应用对底泥中Cd行为的影响机制。相比于对照组,材料的加入分别增加了底泥的pH值及降低了底泥的Eh值,这两个因素的改变有利于Cd的稳定。以上分析说明材料对Cd的稳定除了材料本身及增加铁还原菌的相对丰度外,还包括改变底泥pH和Eh值这方面的因素。第三部分为分散型NZVI在不同pH条件下对Cd的稳定化作用及铁（Fe）溶解风险。在实际修复重金属污染底泥的过程中,不仅需要考察稳定后底泥中重金属的浸出毒性浓度是否满足标准,还需考虑修复后环境条件的改变,如盐碱化、酸雨淋滤等外界环境因素所造成底泥pH值的改变对底泥中材料长效稳定Cd的影响,以及修复过程中可能造成的Fe溶解风险,以期为应用分散型NZVI修复重金属污染底泥提供风险评估。研究发现材料在中性偏碱性情况下有利于Cd的稳定,Cd在pH为7-11范围内浸出浓度较低。当pH为7时,GNZVI处理组中Cd的浸出浓度为0.01 mg/L,该浓度已基本达到我国地下水质量III级标准。本研究上覆水中Fe的浓度低于限定值,且在整个处理周期内各个处理组中上覆水Fe浓度呈现先升高后降低的趋势,上覆水中Fe浓度的变化表明次生矿物的形成与Cd的固定有关。第四部分为分散型NZVI修复Cd污染底泥的行为机理研究。构建吸附等温线模型、吸附热力学模型,同时对修复后材料进行结构表征和元素分析,探究分散型NZVI修复Cd污染底泥的行为机理。研究表明Freundlich直线模型能更好的反映材料吸附Cd的特征,Freundlich模型适用于描述非均相吸附位点,该拟合结果与NZVI和分散型NZVI表面含有大量铁氧化物的事实相吻合,从而导致其表面性质的不均匀性。根据Freundlich模型中的KF值判断材料的吸附容量大小依次为:GNZVI>RNZVI>SNZVI>NZVI,说明GNZVI对Cd的吸附性能最好,具有较多的吸附位点。热力学结果表明材料对Cd的吸附过程是自发的,热力学上是可行的,且吸附过程属于化学吸附。修复后材料的表征结果显示各个修复材料原始结构中X-射线衍射峰均已消失,新生成了一些次生铁矿,主要有赤铁矿（Fe2O3）、磁赤铁矿（γ-Fe2O3）、纤铁矿（γ-Fe OOH）和针铁矿（α-Fe OOH）,红外光谱图谱表明这些次生铁矿与Cd2+已发生吸附或共沉淀反应。本研究实现了从材料优化制备、底泥修复效应、风险评估和行为机理研究四个方面全面系统的考察了分散型NZVI对Cd污染河道底泥的治理。本文旨在推进底泥重金属污染修复技术与理论的发展,据此为分散型NZVI成功应用于重金属污染河道底泥的修复领域奠定理论基础。
董璟琦[8]（2019）在《污染场地绿色可持续修复评估方法及案例研究》文中提出污染场地绿色可持续修复（Green and sustainable remediation,GSR）是保障土壤环境可持续管理的重要组成部分。本研究针对我国污染场地可持续风险管理体系缺乏、土地安全利用规划决策机制不健全、修复二次污染突出等问题,采取模拟评估与实证分析等手段,在对我国场地管理现状和产业发展进行评估预测的基础上,基于费用效益分析（Cost Benefit Analysis,CBA）、生命周期评估（Life Cycle Assessment,LCA）等方法,构建了污染场地绿色可持续修复评估方法框架。（1）针对我国当前区域场地再开发规划与治理修复信息不对称问题,建立了区域场地修复优先排序和再开发规划评估方法,并进行案例验证。结果表明,在早期规划阶段就采用将污染修复可行措施与未来土地利用类型相结合的分步修复再开发策略,可比传统修复模式显着提升土地修复再开发净效益。（2）采用LCA方法对场地修复工程的二次环境影响开展精细化的全过程定量评估,可为我国污染场地GSR管理中使用LCA方法提供评估程序和方法参数优化参考。对西部某典型铬盐污染场地修复工程LCA案例研究结果表明,修复工程实施导致的二次环境影响中人体健康损害占总影响的45.63%,生态系统损害占7.28%,气候变化和资源消耗分别占24.13%和22.96%。（3）构建了场地修复工程CBA程序方法和评价指标体系,提出综合权衡健康风险、生态风险、资源环境损害和污染外部影响的场地修复CBA模型。开展某典型铬污染场地CBA案例验证。结果表明,场地修复工程实施的总成本约为1.05亿,修复后100年内获得的社会、环境、经济综合效益约2.4亿,净效益为1.35亿。（4）为评估不同修复工程模式的生态环境效益增加、修复活动二次污染损失以及场地污染导致的总社会损失,探索污染场地自然资源损害评估（Natural Resource Damage Assessment,NRDA）和GSR的一体化评估框架和方法。对某焦化污染场地案例验证结果表明,场地污染生态环境损害约28亿元,修复实际支出为18亿,修复工程实施导致的修复后土地生态服务价值损失约1.1亿。场地修复社会成本除了实际修复支出外,还负担了场地污染生态环境损害与修复成本的差额,以及修复工程二次影响导致的土地服务价值损失。
黄慧敏[9]（2019）在《耐锰细菌筛选及对构树修复锰污染土壤影响的研究》文中提出微生物强化植物修复已成为当前国内外治理重金属污染土壤的重要方式之一。根际微生物与土壤环境、植物生长密切相关,在降低重金属毒性、提高重金属的生物利用率、促进植物生长和矿物质吸收中起重要作用。本研究从湖南湘潭锰矿区筛选出三株耐Mn细菌,分别从生理特征、Mn吸附特性和植物促生性对其展开研究,确定植物-微生物联合修复的候选菌株。在探究构树（Broussonetia papyrifera）对Mn的生理响应机制和积累特征后,通过盆栽实验研究耐Mn菌株对构树在不同Mn污染情况下的根系发育、植株生长、生理响应、光合作用和Mn积累特征的影响,建立了构树-微生物（B.cereus HM5/B.thuringiensis HM7）联合修复体系,以期为Mn污染土壤的治理和生态修复工程的实践提供理论基础和技术途径。研究主要结果如下:（1）从湖南湘潭锰矿区的矿渣中分离出的三株耐Mn菌株,通过16s rDNA序列测定后分别鉴定为Bacillus cereus HM5、Bacillus thuringiensis HM7和Ralstonia picketti HM8。生物吸附实验中,B.cereusHM5、B.thuringiensis HM7和R.picketti HM8在溶液中Mn 2+浓度为400 mg/L时去除率最高,分别达到99.51%、95.04%和46.02%,且R.picketti HM8在极高的Mn浓度（10000 mg/L）下仍能生长,最高Mn2+去除量为1002.83mg/L。不同培养条件下的单因素实验表明,初始Mn2+浓度、温度、时间、pH等因素对菌株的生长和Mn2+的吸收有显着影响。FTIR和SEM分析发现,菌株细胞表面的官能团（羧基、羟基、羰基、酰胺基、磷酸基和烃基等）参与了Mn2+生物吸附过程,且吸附后菌株大小发生变化,表面出现褶皱,菌体之间出现絮状物,这些现象可能与细菌氧化还原Mn（II）有关。在植物促生性方面,B.cereus HM5、B.thuringiensis HM7和R.picketti HM8都具有产IAA和溶磷能力,B.cereus HM5、B.thuringiensis HM7具有产铁载体的能力。然而,由于R.picketti HM8对植物可能具有致病性,最终确定B.cereus HM5和B.thuringiensis HM7作为本研究强化植物修复的候选菌株;（2）通过土壤盆栽实验发现,低浓度下的Mn可以促进构树根系的发育（0-5mmol/L）和植株的生长（0-2 mmol/L）。构树对Mn具有积累性,在各组织的Mn含量分布情况为叶>根>茎。随着土壤中Mn浓度的增加,植物各组织中Mn积累量也随之增加,其中根、茎、叶的最大值都出现在50 mmol/L处,与对照组相比（0 mmol/L）分别提高了177.37%、124.88%、511.86%的Mn含量;（3）Mn的积累使细胞膜脂质过氧化和活性氧自由基累积,导致构树体内MDA在短时间（3 h）内显着增加。脯氨酸、可溶性蛋白和可溶性糖随之增加,降低Mn胁迫带来的渗透压力,缓解Mn对构树的毒害作用。另一方面,构树通过保持高效的抗氧化酶活性（SOD、POD、CAT）来清除植物体内的活性氧自由基,有效地减轻氧化应激作用。其中,在0-2 mmol/L的Mn浓度范围下,SOD和POD起主要调节作用,在2-50mmol/L时,CAT的变化幅度要远大于SOD和POD,即CAT在高浓度的Mn胁迫中起着主要的调节作用,但由于时间和浓度的积累,仍需要SOD、POD和CAT等酶系统共同调节降低脂质过氧化。构树抗氧化酶系统表现出对Mn极高的抵抗力,说明构树对氧化应激的适应性极强,有着良好的抗氧化酶系统,这个特点十分有利于构树在重金属污染土壤的修复与应用;（4）在Mn（5 mmol/L、50 mmol/L、锰矿渣）污染土壤中,向根系分别添加B.cereus HM5和B.thuringiensis HM7菌液对构树进行盆栽试验,结果表明,接种B.cereus HM5和B.thuringiensis HM7改善了土壤成分,提高了土壤中的TOC和TP含量。同时,接种菌株后构树的生物量、根系结构和活力均明显高于未接种对照组,说明B.cereus HM5和B.thuringiensis HM7促进了构树根系的发育和植株的生长。在生理响应方面,微生物降低了构树叶片中的MDA含量,使CAT、SOD和POD活性处于平衡状态,表明B.cereus HM5和B.thuringiensis HM7能降低Mn诱导的氧化应激,缓解了细胞膜脂质过氧化作用,降低了氧化损伤。在重金属积累方面,B.cereus HM5和B.thuringiensis HM7都提高了构树对Mn的富集能力和Mn2+从根部向地上部分转运的能力,从而降低污染土壤中的Mn含量。这可能是因为在构树-微生物联合修复体系中,B.cereus HM5和B.thuringiensis HM7通过其本身的产IAA、产铁载体和溶磷能力来改善污染土壤环境和促进构树生长。最后,B.cereus HM5和B.thuringiensis HM7通过促进构树的生长和对金属Mn的积累量,从而达到强化构树修复Mn污染土壤的目的。
裴建川[10]（2019）在《用于黑臭水体修复的刚性立体生物床技术研究及工程应用》文中进行了进一步梳理河流湖泊的黑臭水体水域宽广且与生物圈直接接触,对其处理技术的基本要求是不产生二次污染物且成本低,对此生物膜法具有显着的优势。但生物膜法存在着启动慢,广阔水域中全水域大量投放成本高、生物膜易形成堵塞等问题,极大地影响了其优势的发挥和实际应用。针对生物膜法存在的上述问题,本文在深入研究了生物膜的基本特性和生物膜法工程特性的基础上,探索了刚性立体生物床及其在广阔水域中人工移动分区域净化、异地搬运直接使用再利用的工程技术模式,研究了其特性并进行了工程实践,显示出低成本、启动快、净化效率高的优势,为实现低成本快速治理黑臭水体提供了一种高效的处理技术和装置。首先,开发了一种生物与水体接触良好、抗堵塞、能搬运的刚性立体生物床。通过生物膜的载体纤维上端固定,下端自由端的结构,使其下部自由端能够在水流冲击力的作用下摆动,产生摆角力使形成堵塞的生物膜断裂,有效防止了相邻段生物膜粘结形成的堵塞;生物填料采用正三角交叉排列,实现了低水流阻力的水流与生物膜的良好接触;对钢、PVC、竹三种刚性框架的抗冲击性进行比较,选出了刚性最强的钢框架,其抗冲击性比传统软性床体框架高10.2倍;尼龙钢丝绳立体生物膜骨架承重能力比传统方式高2倍以上;床体20d内完成挂膜,其挂膜量高达768 mg/L,是传统浮床挂膜量的2倍;刚性立体生物床使用寿命长7年,是工程常用床体的3.5倍。刚性立体生物床为河流湖泊黑臭水体的广阔水域低成本修复奠定了基础与装置保障。其次,研究了刚性立体生物床在不同流速水体中的工程应用特性,利用刚性立体生物床可整体移动的特点,研究了刚性立体生物床的分区域净化模式。结果显示,在1100 m3静流水体区域（玉皇山南基金小镇）中,水域铺设率为0.6%,经30 d运行后,CODCr、TN、TP较原水分别减少了33%、20%、10%,相比不移动的原位净化,至少节省9.4 d的时间和2/3的成本。在大流速水体（温岭市大溪河为例）中,研究了床体防堵能力和工程应用可行性,结果显示:水流变化可对生物膜产生5.6-8.5 N的剥离力,防堵效果显着,经15 d运行后,在覆盖率仅有2.8%的情况下,CODCr、TN、TP较原水分别减少了9%、9%、8%,工程年成本仅为传统人工浮岛技术的0.38倍。对刚性立体生物床实施异地搬运,直接使用已经形成的生物膜对水体进行净化处理,其启动时间由挂膜所需20日缩短到1日启动,实现了快速启动,不仅实现了立体生物床重复利用大幅降低成本、还缩短了施工和治理时间。刚性立体生物床在静流广阔水域中的分区域治理、大流速水体中的防堵塞应用及异地搬运直接使用快速启动为黑臭水体高效低成本治理提供了技术支撑和参考。异地搬运直接利用快速启动,刚性立体生物床在静流广阔水域中的分区域治理、大流速水体中的防堵塞应用为黑臭水体高效低成本治理提供了技术支撑和参考。最后,针对未管纳地区污染负荷高、传统生物-生态技术使用受限难题,本论文分别研发了厌氧水解以及硫酸亚铁电催化预处理与刚性生物床的耦合处理技术。结果显示:厌氧水解模块应用于玉皇山基金小镇生活污水排放口作为预处理技术,经过55 d的运营,CODCr、TN、TP已达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）V类水标;硫酸亚铁电催化模块应用于温岭市大溪河工业污水排放口作为预处理技术,经过8个月的运营,CODCr、TP、TN四类水质指标去除率分别为69%、65%、86%、73%,提升为四类水,净化效果明显,为其大规模工程推广应用提供技术指导和案例参考。
二、应用于污染环境治理的生物修复技术（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、应用于污染环境治理的生物修复技术（论文提纲范文）
（1）基于真菌固定化技术的多环芳烃污染土壤的生物修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 多环芳烃概述 |
| 1.2 多环芳烃污染土壤的微生物修复 |
| 1.2.1 微生物修复技术及其应用 |
| 1.2.2 微生物修复机理 |
| 1.3 多环芳烃污染土壤的真菌修复 |
| 1.3.1 真菌修复多环芳烃污染土壤的机理研究 |
| 1.3.2 真菌修复多环芳烃污染土壤的应用研究 |
| 1.4 微生物固定化技术 |
| 1.4.1 固定化方法 |
| 1.4.2 包封真菌技术 |
| 1.5 研究目的、内容与技术路线 |
| 第2章 高效多环芳烃降解真菌的筛选与鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 土壤采集 |
| 2.2.2 菲降解真菌的富集与分离 |
| 2.2.3 产漆酶真菌的鉴定 |
| 2.2.4 菌种鉴定 |
| 2.2.5 漆酶活力测定 |
| 2.2.6 多环芳烃降解能力的测定 |
| 2.2.7 多环芳烃的分析 |
| 2.2.8 真菌培养条件优化 |
| 2.2.9 真菌对菲的去除方式 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 多环芳烃降解真菌的分离纯化 |
| 2.3.2 真菌漆酶酶活测定结果 |
| 2.3.3 真菌多环芳烃降解能力 |
| 2.3.4 真菌培养条件优化 |
| 2.3.5 真菌对菲的去除方式 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 包封真菌技术的开发与优化 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 培养基质的塑模 |
| 3.2.2 真菌悬浊液的制备 |
| 3.2.3 真菌的接种与包封 |
| 3.2.4 真菌细胞包封技术优化 |
| 3.2.5 包封真菌的微观形态 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 包封真菌的形态特征 |
| 3.3.2 培养基优化结果 |
| 3.3.3 工艺参数优化结果 |
| 3.3.4 包封真菌的电镜表征 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 包封真菌Trichoderma longibrachiatum FLQ-4 在修复多环芳烃污染土壤中的应用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料的准备 |
| 4.2.2 真菌生物修复实验 |
| 4.2.3 土壤总DNA的提取 |
| 4.2.4 扩增子测序及分析 |
| 4.2.5 组间差异OTU的识别 |
| 4.2.6 土壤中多环芳烃的提取与分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 污染土壤中菲的去除 |
| 4.3.2 细菌群落概况 |
| 4.3.3 真菌群落概况 |
| 4.3.4 显着富集于各处理组的细菌OTU |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 基于稳定性同位素探针探究真菌修复过程中土着功能细菌的作用研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤采集 |
| 5.2.2 DNA-SIP微宇宙的建立 |
| 5.2.3 DNA的提取和超离 |
| 5.2.4 扩增子测序与分析 |
| 5.2.5 多环芳烃的提取分析 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 DNA-SIP微宇宙培养中菲的降解情况 |
| 5.3.2 通过DNA-SIP识别NS处理组内的菲降解细菌 |
| 5.3.3 通过DNA-SIP识别NSLS处理组内的菲降解细菌 |
| 5.3.4 通过DNA-SIP识别NSTL处理组内的菲降解细菌 |
| 5.3.5 不同生物修复处理组中菲降解细菌群落的变化情况 |
| 5.3.6 菲降解菌与各生物修复过程中差异OTU的比较 |
| 5.4 分析与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论、创新点及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（2）基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 我国地下水污染现状 |
| 1.2.2 地下水修复技术 |
| 1.2.3 “智能”生物响应材料 |
| 1.2.4 环境修复“热点”材料的研究动态 |
| 1.2.5 CaO_2在环境治理中的研究动态 |
| 1.2.6 纳米CaO_2制备技术 |
| 1.2.7 “靶向修复”技术应用前景分析 |
| 1.3 研究目标和内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 主要内容 |
| 1.3.3 创新点 |
| 1.4 研究方法与技术 |
| 1.4.1 场地地下水污染问题概化 |
| 1.4.2 实验技术手段 |
| 1.4.3 研究技术思路 |
| 1.4.4 研究技术流程 |
| 第二章 纳米Fe(OH)_3干扰下PNP测定方法 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 主要实验仪器 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 实验试剂的制备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 PNP工作曲线 |
| 2.3.2 Nano-Fe(OH)_3溶液 |
| 2.3.3 实验步骤 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 分析谱线选择的研究 |
| 2.4.2 甲醇和抗坏血酸的作用 |
| 2.4.3 纳米Fe(OH)_3胶体与共存在离子的影响 |
| 2.4.4 盐酸和抗坏血酸用量的影响 |
| 2.4.5 温度和时间的影响 |
| 2.4.6 方法准确度与精密度 |
| 2.5 研究前景评述 |
| 2.5.1 环境效应 |
| 2.5.2 不足之处与展望 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 地下水PNP污染的CaO_2/Fe(Ⅱ)类芬顿修复机理 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 试剂材料 |
| 3.2.2 主要实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 降解实验过程 |
| 3.3.2 降解体系对水质影响实验 |
| 3.3.3 体系活性氧捕获实验 |
| 3.3.4 降解产物捕获实验 |
| 3.3.5 测试方法 |
| 3.3.6 数据分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 CaO_2/Fe(Ⅱ)体系对水质影响 |
| 3.4.2 过氧化氢释放规律 |
| 3.4.3 CaO_2/Fe(Ⅱ)降解PNP的内在机理 |
| 3.4.4 CaO_2和Fe(Ⅱ)投放量 |
| 3.4.5 地下水化学条件 |
| 3.4.6 溶解态离子的变化 |
| 3.4.7 降解产物和降解路径 |
| 3.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 3.5.1 场地地下水污染概化 |
| 3.5.2 PNP污染地下水修复技术评估 |
| 3.5.3 原位修复效益评估 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 地下水PNP-Cd复合污染的pH响应型纳米CaO_2修复机理 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 试剂材料 |
| 4.2.2 主要实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验步骤 |
| 4.3.2 测试方法 |
| 4.3.3 材料表征 |
| 4.3.4 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 纳米过氧化钙的制备 |
| 4.4.2 纳米过氧化钙的表征 |
| 4.4.3 Fe(Ⅱ)催化nano-CaO_2去除PNP和 Cd的性能研究 |
| 4.4.4 Nano-CaO_2/Fe2?体系中活性氧的研究 |
| 4.4.5 Fe(Ⅱ)和Nano-CaO_2投放量的影响 |
| 4.4.6 Nano-CaO_2的pH响应性论证 |
| 4.4.7 地下水动力、温度和光照条件的影响 |
| 4.4.8 地下水水化学条件的影响 |
| 4.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 4.5.1 场地地下水复合污染概化 |
| 4.5.2 PNP污染地下水修复技术评估 |
| 4.5.3 原位修复效益评估 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 基于pH响应型纳米CS/CaO_2的地下水Cr(Ⅵ)污染修复 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 试剂材料 |
| 5.2.2 主要实验仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 实验步骤 |
| 5.3.2 测试方法 |
| 5.3.3 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 纳米过氧化钙的表征 |
| 5.4.2 试剂添加顺序对合成效果的影响 |
| 5.4.3 CS/CaO_2材料pH响应性验证 |
| 5.4.4 技术应用——地下水六价铬污染修复 |
| 5.4.5 技术应用——地下水中对硝基苯酚的原位修复 |
| 5.4.6 技术应用——重金属污染地下水的修复 |
| 5.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 5.5.1 六价铬污染地下水修复技术评估 |
| 5.5.2 原位修复效益评估 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 基于pH响应型纳米EPO/CaO_2的地下水Cr(Ⅵ)污染修复 |
| 6.1 研究背景 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 试剂材料 |
| 6.2.2 主要实验仪器 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 实验步骤 |
| 6.3.2 测试方法 |
| 6.3.3 数据分析 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 纳米过氧化钙的表征 |
| 6.4.2 EPO/CaO_2纳米材料pH响应性验证 |
| 6.4.3 技术应用-修复六价铬 |
| 6.4.4 技术应用-地下水对硝基苯酚有机污染的原位修复 |
| 6.4.5 技术应用-重金属污染地下水的修复 |
| 6.5 地下水原位修复适用性评估 |
| 6.5.1 六价铬污染地下水修复技术评估 |
| 6.5.2 原位修复效益评估 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 Nano-CaO_2/Fe(Ⅱ)降解TCEP的DFT预测与实验验证 |
| 7.1 研究背景 |
| 7.2 实验方法 |
| 7.2.1 AOPs降解TCEP环境学背景 |
| 7.2.2 模拟流程 |
| 7.2.3 DFT计算细节 |
| 7.2.4 CaO_2/Fe(Ⅱ)降解TCEP的实验过程 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 HAP和 RAP反应机理 |
| 7.3.2 后续转化机理 |
| 7.3.3 AOPs中生成其它官能团的可能机理 |
| 7.3.4 实验验证结果 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 研究结论与展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 研究特色与创新点 |
| 8.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（3）耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 石油烃污染土壤修复技术 |
| 1.3 石油烃污染土壤生物修复技术 |
| 1.4 胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.1 低温胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.2 重金属胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.3 重质原油胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.4 高温胁迫条件下石油烃污染土壤生物修复 |
| 1.4.5 盐碱胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.5 盐碱胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复及其面临的挑战 |
| 1.5.1 嗜盐碱微生物的适盐碱机制 |
| 1.5.2 嗜盐碱微生物的石油烃降解机理 |
| 1.5.3 嗜盐碱微生物对不同组分石油烃的降解特性 |
| 1.5.4 盐碱胁迫条件下生物强化/生物刺激修复石油烃污染土壤 |
| 1.5.5 石油烃污染土壤生物修复技术存在的挑战 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 第二章 石油烃分析方法及土壤国标分析方法的改进研究 |
| 2.1 国内外石油烃的分析方法与标准 |
| 2.1.1 重量法 |
| 2.1.2 紫外分光光度法 |
| 2.1.3 荧光分光光度法 |
| 2.1.4 红外光度法 |
| 2.1.5 气相色谱法 |
| 2.2 土壤石油烃国标红外分光光度法的局限性及萃取简易替代方案 |
| 2.2.1 国标红外分光光度法的局限性及萃取简易替代方案 |
| 2.2.2 红外分析国标方法萃取手段的简易替代方案与实验条件 |
| 2.3 土壤石油烃红外分析国标方法萃取简易替代方案的实验结果与分析 |
| 2.3.1 不同土壤质量对CJ/T221-2005索氏提取法萃取效果的影响 |
| 2.3.2 简易替代方案与两种红外国标方法的萃取结果对比 |
| 2.3.3 简易替代方案的萃取比例及与两种红外国标方法的符合率 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 高盐高油胁迫条件下耐盐石油降解菌的筛选驯化及其生理特性 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验设计与测定方法 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 盐碱地石油污染土壤理化指标的测定方法 |
| 3.2.3 耐盐菌驯化培养液理化指标的测定方法 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.3.1 盐碱地石油污染土壤的基础理化性质 |
| 3.3.2 耐盐菌驯化培养液菌株含量变化规律分析 |
| 3.3.3 耐盐菌驯化培养液pH值变化规律分析 |
| 3.3.4 耐盐菌驯化培养液氧化还原电位变化规律分析 |
| 3.3.5 耐盐菌驯化培养液细胞通透性及菌液总固体含量变化规律分析 |
| 3.3.6 典型阶段培养基形态及油滴粒径变化规律分析 |
| 3.3.7 耐盐菌驯化培养液乳化特性变化规律分析 |
| 3.3.8 典型阶段耐盐菌驯化培养液呼吸特性规律分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水体环境下耐盐菌降解石油烃的应用效果与产物分析 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验设计与分析方法 |
| 4.2.1 优势耐盐菌株筛选实验设计 |
| 4.2.2 优势耐盐菌株极限盐度适应性驯化实验设计 |
| 4.2.3 优势耐盐菌株呼吸特性实验设计 |
| 4.2.4 优势耐盐菌株生存环境优化实验设计 |
| 4.2.5 优势耐盐菌株降解实验设计 |
| 4.2.6 优势耐盐菌株代谢产物的分析方法 |
| 4.2.7 优势耐盐菌株生物酶的分析方法 |
| 4.2.8 优势耐盐菌株表面活性剂测定 |
| 4.2.9 优势耐盐菌株降解产物GC-MS分析实验设计 |
| 4.2.10 优势耐盐菌株鉴定方法 |
| 4.3 结果分析与讨论 |
| 4.3.1 耐盐菌在饱和盐浓度条件下的适应情况 |
| 4.3.2 优势耐盐菌株的呼吸特性分析 |
| 4.3.3 优势耐盐菌株最适生存环境的优化选择 |
| 4.3.4 环境条件对于优势耐盐菌株降解效果的影响 |
| 4.3.5 优势耐盐菌株代谢产物—生物表面活性剂的分析 |
| 4.3.6 优势耐盐菌株降解产物GC-MS分析 |
| 4.3.7 优势耐盐菌株的鉴定结果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 土壤环境下耐盐菌降解石油烃的应用效果与产物分析 |
| 5.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 实验设计与测定方法 |
| 5.2.1 实验设计 |
| 5.2.2 实验测定方法 |
| 5.3 结果分析与讨论 |
| 5.3.1 耐盐菌株种类差别对降解效果的影响分析 |
| 5.3.2 时间对优势耐盐菌株降解效果的影响分析 |
| 5.3.3 含盐量对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.4 含油量对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.5 土壤质地对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.6 含水率对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.7 温度对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 长效耐盐石油降解菌剂推广应用的关键问题分析与初步方案 |
| 6.1 生物修复助剂在耐盐菌生物修复实践中的作用分析与比选 |
| 6.1.1 表面活性剂类助剂作用分析与比选 |
| 6.1.2 生物质类助剂作用分析与比选 |
| 6.2 缓释修复药剂在耐盐菌生物修复实践中的作用分析与比选 |
| 6.3 提高生物修复材料长效性和广谱性的载体材料分析与比选 |
| 6.4 固定化耐盐菌剂制备技术分析 |
| 6.5 耐盐菌剂量产化初步方案设计 |
| 6.5.1 背景及概况 |
| 6.5.2 市场预测 |
| 6.5.3 产品方案及建设规模 |
| 6.5.4 设备选型、材料及动力供应 |
| 6.5.5 投资及运行成本分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 石油污染场地耐盐菌修复中试设备设计 |
| 7.1 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的设计思想与工艺方案 |
| 7.1.1 设计思想 |
| 7.1.2 工艺方案 |
| 7.2 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的规模确定 |
| 7.3 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的工艺设计 |
| 7.3.1 混合搅拌罐的工艺设计 |
| 7.3.2 沉淀净水池的工艺设计 |
| 7.3.3 富集浓缩池的工艺设计 |
| 7.3.4 辅助设备的选型 |
| 7.4 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的结构设计 |
| 7.5 投资估算与运行成本核算 |
| 7.6 本章小结 |
| 第八章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的学术论文及授权专利 |
| 作者及导师简介 |
（4）湿地水环境水力原位生物修复方法及效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 创新点摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究区域概况 |
| 1.1.3 研究目的及意义 |
| 1.2 污染水环境修复研究进展 |
| 1.2.1 国内外水环境修复历程 |
| 1.2.2 水环境生物-生态修复技术 |
| 1.2.3 水环境生物-生态修复技术的新发展 |
| 1.3 水力原位生物修复方法 |
| 1.3.1 气升式环流生物反应器 |
| 1.3.2 搅拌-气升式环流生物反应器 |
| 1.3.3 水力原位生物修复方法的提出 |
| 1.4 论文研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 水力原位生物修复方法建立 |
| 2.1 轴流叶轮理论推导 |
| 2.1.1 轴流叶轮理论基础 |
| 2.1.2 速度三角形分析 |
| 2.1.3 水力驱动轴向叶轮转矩求解分析 |
| 2.2 计算流体力学概述与模型方法 |
| 2.2.1 计算流体动力学与Fluent软件 |
| 2.2.2 计算流体力学基本方程 |
| 2.2.3 湍流模型 |
| 2.2.4 多相流模型 |
| 2.2.5 搅拌-机械模拟方法 |
| 2.3 轴流叶轮模拟分析 |
| 2.3.1 几何模型与网格划分 |
| 2.3.2 Fluent参数设置 |
| 2.3.3 结果分析 |
| 2.4 水力原位生物修复方法多相流模拟 |
| 2.4.1 几何模型与网格划分 |
| 2.4.2 Fluent参数设置 |
| 2.4.3 结果分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 水力原位生物修复正交试验 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验装置 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.1.4 取样及测试方法 |
| 3.1.5 试验药品及仪器 |
| 3.2 水力原位生物方法对水体修复效果 |
| 3.3 水力原位生物修复方法对底泥修复效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水力原位生物修复方法效能分析 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 取样及检测方法 |
| 4.1.4 试验仪器及药品 |
| 4.2 水环境表观指标修复效能评价 |
| 4.2.1 水体透明度及外观变化 |
| 4.2.2 底泥厚度及外观变化 |
| 4.3 水环境有机污染物修复效能评价 |
| 4.3.1 水体COD降解效果 |
| 4.3.2 底泥有机质变化 |
| 4.4 水环境营养物质修复效能评价 |
| 4.4.1 水体NH3-N降解效果 |
| 4.4.2 水体TN降解效果 |
| 4.4.3 水体TP降解效果 |
| 4.5 水环境自净能力修复效能评价 |
| 4.5.1 水体溶解氧变化 |
| 4.5.2 底泥可生物降解能力变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论及建议 |
| 参考文献 |
| 参与项目及科研成果 |
| 致谢 |
（5）构建微生物降解策略及理性指导石油烃污染土壤修复特性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 石油烃种类、危害以及治理 |
| 1.1.1 石油烃分类 |
| 1.1.2 石油烃危害 |
| 1.1.3 石油烃治理 |
| 1.2 微生物降解石油烃研究进展 |
| 1.2.1 石油烃降解菌种类 |
| 1.2.2 微生物降解石油烃机制 |
| 1.2.3 微生物降解石油烃策略 |
| 1.2.4 微生物降解石油烃影响因素 |
| 1.3 表面活性剂应用于石油烃降解研究进展 |
| 1.3.1 表面活性剂种类 |
| 1.3.2 表面活性剂增溶机制 |
| 1.3.3 表面活性剂应用于石油烃污染环境修复 |
| 1.4 本文的主要研究内容和技术路线 |
| 第2章 石油烃驯化下微生物菌群结构及功能分析 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 活性污泥与培养基 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验操作与方法 |
| 2.2.1 反应器搭建 |
| 2.2.2 石油烃配制 |
| 2.2.3 反应器启动 |
| 2.2.4 石油烃含量检测 |
| 2.2.5 细菌16S rRNA提取、扩增以及测序 |
| 2.2.6 活性污泥宏基因组提取以及测序 |
| 2.2.7 微生物菌群数量测定 |
| 2.2.8 测序数据处理以及统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 微生物降解石油烃特性 |
| 2.3.2 石油烃驯化对细菌菌群结构的影响 |
| 2.3.3 微生物菌群对高浓度石油烃胁迫的功能响应 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 石油烃降解菌特征及其菌群构建 |
| 3.1 材料 |
| 3.1.1 菌种和培养基 |
| 3.1.2 实验药品 |
| 3.1.3 主要溶液 |
| 3.1.4 实验仪器与设备 |
| 3.2 实验操作与方法 |
| 3.2.1 微生物生理生化检测 |
| 3.2.2 石油烃配制 |
| 3.2.3 微生物菌种鉴定 |
| 3.2.4 单菌降解石油烃 |
| 3.2.5 混合菌群(两株菌)降解石油烃 |
| 3.2.6 混合菌群(两株菌)石油烃降解条件优化 |
| 3.2.7 石油烃含量以及生物量检测 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 微生物生理生化结果 |
| 3.3.2 微生物菌种鉴定结果 |
| 3.3.3 单菌降解石油烃特性 |
| 3.3.4 混合菌群(两株菌)石油烃降解特性 |
| 3.3.5 混合菌群(两株菌)石油烃降解条件优化结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 表面活性剂添加下混合菌群(两株菌)降解体系优化及其功能特性分析 |
| 4.1 材料 |
| 4.1.1 菌种和培养基 |
| 4.1.2 实验药品 |
| 4.1.3 实验仪器与设备 |
| 4.2 实验操作与方法 |
| 4.2.1 混合菌群(两株菌)降解体系表面活性剂添加及浓度优化 |
| 4.2.2 表面活性剂添加下混合菌群(两株菌)降解石油烃体系条件优化 |
| 4.2.3 石油烃配制 |
| 4.2.4 石油烃含量以及生物量检测 |
| 4.2.5 混合菌群(两株菌)宏基因组提取以及测序 |
| 4.2.6 alkB和nah基因定量PCR(q-PCR)分析 |
| 4.2.7 测序数据处理以及分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 表面活性剂添加体系优化结果 |
| 4.3.2 混合菌群(两株菌)代谢碳氢化合物特性比较 |
| 4.3.3 混合菌群(两株菌)碳水化合物酶注释以及差异分析 |
| 4.3.4 不同混合菌群(两株菌)alkB和nah基因丰度比较 |
| 4.3.5 表面活性剂添加下混合菌群(两株菌)降解石油烃特性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 理性指导下石油烃污染土壤修复 |
| 5.1 材料 |
| 5.1.1 菌种和培养基 |
| 5.1.2 实验药品 |
| 5.1.3 实验仪器与设备 |
| 5.2 实验操作与方法 |
| 5.2.1 石油烃污染土壤的制备 |
| 5.2.2 石油烃污染土壤修复条件 |
| 5.2.3 石油烃含量检测 |
| 5.2.4 细菌DNA提取、PCR扩增以及测序 |
| 5.2.5 alkB和nah基因q-PCR分析 |
| 5.2.6 微生物菌群数量和酶活性检测 |
| 5.2.7 土壤理化性质检测 |
| 5.2.8 生物信息学分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 细菌菌群结构组成及比较 |
| 5.3.2 不同修复条件石油烃降解菌数量对比 |
| 5.3.3 不同修复条件对alkB和nah基因丰度的影响 |
| 5.3.4 不同修复条件下各种土壤酶活性 |
| 5.3.6 细菌菌群结构与环境因子关联分析 |
| 5.3.7 石油烃污染土壤微生物修复特性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 本文主要结论 |
| 6.2 本文主要创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（6）白洋淀流域水体污染时空变化特征与污染削减技术研究（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 湖泊富营养化研究现状 |
| 1.2.2 沉积物污染研究现状 |
| 1.2.3 农村生活污水处理技术研究现状 |
| 1.2.4 湖泊沉积物污染削减技术研究现状 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容、创新点与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 创新点 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 白洋淀区域概况 |
| 2.1.2 白洋淀水环境污染概况 |
| 2.1.3 雄安新区污染治理措施概况 |
| 2.1.4 淀中村污染概况 |
| 2.2 采样点布设 |
| 2.3 样品采集与分析 |
| 2.3.1 样品采集 |
| 2.3.2 样品分析 |
| 2.4 污染评价方法 |
| 2.4.1 水体富营养化评价方法 |
| 2.4.2 沉积物污染评价方法 |
| 第3章 白洋淀水体污染的时空变化特征及影响因子研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 白洋淀表层水体污染指标分析 |
| 3.3 白洋淀水体营养程度的时空分布及变化特征 |
| 3.3.1 白洋淀水体营养程度空间分布格局 |
| 3.3.2 白洋淀水体营养程度的时间变化特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 淀中村生活污水处理装置设计优化与污染削减探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 装置设计概述 |
| 4.2.1 装置设计思路 |
| 4.2.2 装置设计原则及设计参数 |
| 4.3 装置启动及运行 |
| 4.3.1 装置进水条件及检测方法 |
| 4.3.2 装置的挂膜启动 |
| 4.4 装置工况优化研究 |
| 4.4.1 A~2O单元工况优化研究 |
| 4.4.2 人工湿地单元工况优化研究 |
| 4.4.3 装置最优工况及污水处理效果 |
| 4.5 白洋淀典型淀中村污水处理设施建设模式探究 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 白洋淀沉积物污染时空分布特征及污染削减探究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 白洋淀沉积物营养盐污染空间分布格局 |
| 5.3 白洋淀沉积物重金属污染时空变化特征 |
| 5.3.1 白洋淀沉积物重金属污染空间分布格局 |
| 5.3.2 白洋淀沉积物重金属生态风险时空分布特征 |
| 5.4 白洋淀沉积物污染削减技术及治理区域探究 |
| 5.4.1 白洋淀沉积物污染削减技术探究 |
| 5.4.2 白洋淀沉积物优先治理区域探究 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表(含录用)的学术论文 |
（7）分散型纳米零价铁对镉污染河道底泥的修复及其行为机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 底泥重金属污染概况 |
| 1.1.1 底泥重金属污染的现状 |
| 1.1.2 底泥重金属污染的来源 |
| 1.1.3 底泥重金属的存在形态及危害性 |
| 1.2 底泥重金属污染修复技术 |
| 1.2.1 物理修复 |
| 1.2.2 化学修复 |
| 1.2.3 生物修复 |
| 1.3 纳米零价铁概述 |
| 1.3.1 纳米零价铁的特性及环境行为 |
| 1.3.2 纳米零价铁的改性方法 |
| 1.3.3 改性剂的选择 |
| 1.4 分散型纳米零价铁在重金属污染治理中的应用 |
| 1.5 本文构想 |
| 1.5.1 研究背景及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 海藻酸钠改性纳米零价铁对镉污染河道底泥的稳定性研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2.2 底泥样品预处理及理化性质测定 |
| 2.2.3 实验设置 |
| 2.2.4 海藻酸钠改性纳米零价铁的制备与表征 |
| 2.2.5 镉的化学形态提取 |
| 2.2.6 底泥微生物酶活性测定 |
| 2.2.7 底泥微生物群落测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SNZVI表征分析 |
| 2.3.2 SNZVI修复过程中对镉形态的影响 |
| 2.3.3 SNZVI修复过程中对底泥脲酶活性的影响 |
| 2.3.4 SNZVI修复过程中对底泥过氧化氢酶活性的影响 |
| 2.3.5 SNZVI对修复后底泥微生物群落结构的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 鼠李糖脂改性纳米零价铁对镉污染河道底泥的稳定性研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 底泥样品预处理及理化性质测定 |
| 3.2.3 实验设置 |
| 3.2.4 鼠李糖脂改性纳米零价铁的制备与表征 |
| 3.2.5 镉的化学形态提取 |
| 3.2.6 底泥微生物酶活性测定 |
| 3.2.7 底泥微生物群落测定 |
| 3.2.8 底泥有机质含量测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 RNZVI表征分析 |
| 3.3.2 RNZVI修复过程中对镉形态的影响 |
| 3.3.3 RNZVI修复过程中对底泥酶活性的影响 |
| 3.3.4 RNZVI对修复后底泥微生物群落结构的影响 |
| 3.3.5 RNZVI修复过程中对底泥有机质含量的影响 |
| 3.3.6 RNZVI修复底泥镉的机理分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 氧化石墨烯改性纳米零价铁对镉污染河道底泥的稳定性研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 底泥样品预处理及理化性质测定 |
| 4.2.3 实验设置 |
| 4.2.4 氧化石墨烯改性纳米零价铁的制备与表征 |
| 4.2.5 镉的化学形态提取 |
| 4.2.6 底泥微生物酶活性测定 |
| 4.2.7 底泥微生物群落测定 |
| 4.2.8 底泥有机质和电导率的测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 GNZVI表征分析 |
| 4.3.2 GNZVI修复过程中对镉形态的影响 |
| 4.3.3 GNZVI修复过程中对底泥酶活性的影响 |
| 4.3.4 GNZVI对修复后底泥微生物群落结构的影响 |
| 4.3.5 GNZVI修复过程中对底泥有机质和电导率的影响 |
| 4.3.6 GNZVI修复底泥镉的机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 分散型纳米零价铁对镉污染河道底泥的修复效应研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验试剂与仪器 |
| 5.2.2 底泥样品预处理 |
| 5.2.3 实验设置 |
| 5.2.4 浸出毒性实验 |
| 5.2.5 生理提取实验 |
| 5.2.6 底泥理化性质测定 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 分散型NZVI修复过程中对镉浸出毒性的影响 |
| 5.3.2 分散型NZVI修复过程中对镉生物可利用性的影响 |
| 5.3.3 分散型NZVI修复过程中对底泥pH值的影响 |
| 5.3.4 分散型NZVI修复过程中对底泥氧化还原电位的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 分散型纳米零价铁在不同pH条件下对镉的稳定化作用及铁溶解风险 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验试剂与仪器 |
| 6.2.2 底泥样品预处理 |
| 6.2.3 实验设置 |
| 6.2.4 不同pH条件下的浸出实验 |
| 6.2.5 铁含量标准曲线绘制 |
| 6.2.6 上覆水总铁浓度测定 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 分散型NZVI材料在不同pH下的溶解特性 |
| 6.3.2 分散型NZVI稳定化镉在不同pH下的浸出特性 |
| 6.3.3 分散型NZVI修复过程中上覆水总铁浓度变化 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 分散型纳米零价铁修复镉污染河道底泥的行为机理研究 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 底泥样品预处理 |
| 7.2.2 实验设置 |
| 7.2.3 吸附等温线模型 |
| 7.2.4 吸附热力学模型 |
| 7.2.5 修复后材料的表征 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 分散型NZVI对镉等温吸附特征的影响 |
| 7.3.2 分散型NZVI对镉吸附热力学特征的影响 |
| 7.3.3 修复后材料的扫描电镜分析 |
| 7.3.4 修复后材料的X射线衍射分析 |
| 7.3.5 修复后材料的红外光谱分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
| 附录B 攻读学位期间所申请的专利目录 |
| 附录C 攻读学位期间主持和参与的科研项目 |
| 附录D 攻读学位期间获奖情况 |
| 致谢 |
（8）污染场地绿色可持续修复评估方法及案例研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 绿色可持续修复框架进展 |
| 1.1.2 绿色可持续修复评估技术 |
| 1.1.3 绿色可持续修复评估实践 |
| 1.1.4 当前场地修复存在的问题 |
| 1.2 国内外进展 |
| 1.2.1 区域尺度绿色可持续评估与决策机制 |
| 1.2.2 绿色可持续修复评估的可行技术体系 |
| 1.2.3 我国污染场地修复产业发展现状分析 |
| 1.2.4 我国场地绿色可持续修复的实践方向 |
| 1.3 研究问题、目的与主要内容 |
| 1.3.1 科学问题 |
| 1.3.2 研究目的 |
| 1.3.3 主要内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 主要研究方法 |
| 1.4.2 本研究技术路线 |
| 1.4.3 本研究数据来源 |
| 2 我国场地管理评估与修复产业预测 |
| 2.1 场地环境管理评估 |
| 2.1.1 评估背景 |
| 2.1.2 评估方法 |
| 2.1.3 评估结果 |
| 2.2 场地修复产业分析 |
| 2.2.1 产业发展现状与预测分析 |
| 2.2.2 产业发展驱动与限制因素 |
| 2.2.3 产业健康发展建议 |
| 2.3 小结 |
| 3 区域场地修复可持续评估 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.1.1 国际经验总结 |
| 3.1.2 国内需求分析 |
| 3.2 评估方法 |
| 3.2.1 评估目标和对象 |
| 3.2.2 评估程序 |
| 3.2.3 评估方法 |
| 3.2.4 数据获取 |
| 3.3 评估案例 |
| 3.3.1 案例背景 |
| 3.3.2 区域场地修复初步优先度排序 |
| 3.3.3 区域场地修复开发规划评估 |
| 3.3.4 地块C详细修复与再开发方案评估 |
| 3.4 小结 |
| 4 场地修复生命周期评估 |
| 4.1 评估方法 |
| 4.1.1 确定目标和范围 |
| 4.1.2 清单分析 |
| 4.1.3 生命周期影响评估 |
| 4.1.4 结果表征 |
| 4.1.5 不确定性分析 |
| 4.2 评估案例 |
| 4.2.1 研究背景 |
| 4.2.2 材料与方法 |
| 4.2.3 环境影响分析 |
| 4.2.4 案例评估结果 |
| 4.3 小结 |
| 5 场地修复费用效益分析 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.1.1 场地修复CBA研究进展 |
| 5.1.2 场地修复CBA应用情况 |
| 5.2 CBA方法构建 |
| 5.2.1 CBA框架 |
| 5.2.2 CBA程序 |
| 5.2.3 CBA方法 |
| 5.3 CBA案例分析 |
| 5.3.1 案例概况 |
| 5.3.2 目标和边界 |
| 5.3.3 评估指标 |
| 5.3.4 计算过程 |
| 5.3.5 案例评估结果 |
| 5.4 小结 |
| 6 绿色修复与场地环境损害评估 |
| 6.1 评估方法构建 |
| 6.1.1 资源等值分析方法 |
| 6.1.2 场地生态服务价值 |
| 6.1.3 修复二次影响评估 |
| 6.1.4 蒙特卡罗模拟方法 |
| 6.2 评估案例情况 |
| 6.2.1 场地历史概况 |
| 6.2.2 场地污染情况 |
| 6.2.3 场地修复比选 |
| 6.2.4 场地修复方案 |
| 6.3 案例结果与分析 |
| 6.3.1 场地环境损害评估结果 |
| 6.3.2 土壤和地下水修复二次环境影响 |
| 6.3.3 绿色修复对损害评估总额的影响 |
| 6.4 小结 |
| 7 我国场地绿色可持续修复推进策略 |
| 7.1 借鉴国际阶段发展经验 |
| 7.1.1 发达国家土壤污染治理修复的教训深刻 |
| 7.1.2 绿色可持续风险管控与修复是必由之路 |
| 7.1.3 未来大数据和智能化引领土壤环境管理 |
| 7.2 把握土壤污染防治需求与机遇 |
| 7.2.1 是落实土壤污染防治系列政策的重要支撑 |
| 7.2.2 是推动土壤污染治理体系现代化重要基础 |
| 7.2.3 是修复产业创新发展弯道超车的历史机遇 |
| 7.3 构建我国绿色可持续修复管理体系 |
| 7.3.1 场地尺度修复工程的绿色可持续是核心 |
| 7.3.2 区域尺度可持续再开发决策优化是关键 |
| 7.3.3 宏观层面可持续修复管理政策体系是保障 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 进一步研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其他成果 |
| 攻读博士学位期间参与的科研工作 |
| 致谢 |
（9）耐锰细菌筛选及对构树修复锰污染土壤影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 土壤重金属污染概况及危害 |
| 1.2.1 土壤重金属污染的主要来源 |
| 1.2.2 土壤重金属污染现状与特点 |
| 1.2.3 土壤重金属污染的危害 |
| 1.3 土壤重金属污染的修复技术 |
| 1.3.1 物理修复方法 |
| 1.3.2 化学修复方法 |
| 1.3.3 生物修复方法 |
| 1.4 细菌强化植物修复土壤重金属污染 |
| 1.4.1 细菌自身解毒效应 |
| 1.4.2 细菌促进植物生长机制 |
| 1.5 土壤Mn污染危害与修复现状 |
| 1.5.1 土壤Mn污染现状与危害 |
| 1.5.2 土壤Mn污染的修复 |
| 1.6 构树与土壤污染 |
| 1.6.1 构树概况介绍 |
| 1.6.2 构树与不良环境的适应 |
| 1.6.3 构树与土壤重金属污染 |
| 1.7 本研究的目的与意义 |
| 1.8 研究技术路线 |
| 第二章 耐Mn细菌筛选、鉴定及吸附特性分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 耐Mn细菌筛选 |
| 2.1.3 耐Mn细菌鉴定 |
| 2.1.4 耐Mn细菌吸附特性分析 |
| 2.1.5 细菌的等温吸附模型 |
| 2.1.6 数据处理与分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 耐Mn细菌菌株及理化特性 |
| 2.2.2 Bacillus cereus HM5 吸附过程与促生特性 |
| 2.2.3 Bacillus thuringiensis HM7 吸附过程与促生特性 |
| 2.2.4 Ralstonia pickettii HM8 吸附过程与促生特性 |
| 2.2.5 等温吸附模型 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 不同环境因素对菌株生长和吸附的影响 |
| 2.3.2 菌株的重金属解毒机制 |
| 2.3.3 菌株对植物的促生潜力 |
| 2.3.4 菌株在环境修复中的潜力 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 构树幼苗生长和生理对Mn胁迫的响应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 盆栽实验 |
| 3.1.3 构树幼苗生理生化和叶绿素的测定 |
| 3.1.4 构树幼苗生物量和根系结构测定 |
| 3.1.5 土壤样品分析 |
| 3.1.6 构树各组织Mn含量分析 |
| 3.1.7 统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 Mn胁迫条件下构树幼苗生长和根系结构变化特征 |
| 3.2.2 构树幼苗对Mn的吸收与富集特征 |
| 3.2.3 Mn胁迫条件下构树幼苗生理响应特征 |
| 3.2.4 Mn胁迫条件下对叶绿素含量变化特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 Mn胁迫与形态指标变化 |
| 3.3.2 Mn胁迫与生理指标变化 |
| 3.3.3 Mn胁迫与叶绿素合成 |
| 3.3.4 构树对Mn的富集特征 |
| 3.3.5 构树在环境修复中的潜力 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 构树微生物联合强化修复土壤Mn污染研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 盆栽实验设计 |
| 4.1.3 构树幼苗生理和叶绿素含量测定 |
| 4.1.4 构树幼苗光合作用测定 |
| 4.1.5 构树幼苗生物量测定 |
| 4.1.6 构树幼苗根系活力和结构测定 |
| 4.1.7 土壤样品分析 |
| 4.1.8 构树各组织重金属含量分析 |
| 4.1.9 统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 Mn胁迫条件下菌株对构树生长的影响 |
| 4.2.2 Mn胁迫下菌株对构树幼苗根系结构和活性的影响 |
| 4.2.3 Mn胁迫下菌株对构树幼苗光合特征和叶绿素含量的影响 |
| 4.2.4 Mn胁迫下菌株对构树幼苗生理特征的影响 |
| 4.2.5 Mn胁迫条件下构树对Mn的吸附特征 |
| 4.2.6 土壤成分变化特征 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 Mn胁迫下菌株对土壤成分的影响 |
| 4.3.2 Mn胁迫下菌株对构树生长、根系结构和活性的影响 |
| 4.3.3 Mn胁迫下构树-微生物的生理响应 |
| 4.3.4 Mn胁迫下菌株对构树光合特征和叶绿素的影响 |
| 4.3.5 Mn胁迫下构树-微生物对重金属的吸收/富集特征 |
| 4.3.6 构树-微生物在环境修复中的潜力 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 |
| 附录2 |
| 致谢 |
| 在读期间科研学术成果 |
（10）用于黑臭水体修复的刚性立体生物床技术研究及工程应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国水体污染现状 |
| 1.2 黑臭水体的特征及成因 |
| 1.3 黑臭水体治理技术与应用现状 |
| 1.4 生物-生态修复法的研究现状 |
| 1.4.1 微生物强化技术 |
| 1.4.2 生物膜技术 |
| 1.4.3 植物净化技术 |
| 1.4.4 微生物强化-植物耦合净化技术 |
| 1.5 生物-生态修复技术应用中存在的问题与难题 |
| 1.6 本论文研究目的与内容 |
| 第2章 刚性立体生物床的构建及特性研究 |
| 2.1 黑臭水体生物修复的工程特性分析 |
| 2.2 刚性立体生物床的构建 |
| 2.2.1 构建原则 |
| 2.2.2 刚性立体生物床的立体构架 |
| 2.3 刚性立体生物床特性研究 |
| 2.3.1 生物床生物堵塞特性研究与防堵塞性能解析 |
| 2.3.2 刚性结构与抗冲击性能解析 |
| 2.3.3 生物膜生成规律研究 |
| 2.3.4 生物膜污染物净化特性研究 |
| 2.3.5 使用寿命特性研究 |
| 2.4 刚性立体生物床系统构建及性能研 |
| 2.4.1 刚性立体生物床系统构建 |
| 2.4.2 微生物-植物复合刚性立体生物床模块系统性能研究 |
| 2.4.3 刚性立体生物床系统与现有技术净化效果比较 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 刚性立体生物床对黑臭水体治理的工程特性研究与工程实践 |
| 3.1 广阔静流水体工程应用特性研究与实践 |
| 3.1.1 工程应用区位特点 |
| 3.1.2 工程区域水质 |
| 3.1.3 工程应用特性研究与实践 |
| 3.1.4 分区域净化过程人工移动作用分析 |
| 3.1.5 经济性分析 |
| 3.2 大流速动态河段工程应用效果分析 |
| 3.2.1 工程应用区位特点 |
| 3.2.2 工程区域水质 |
| 3.2.3 工程实践过程与方法 |
| 3.2.4 工程特性和应用效果分析 |
| 3.3 刚性立体生物床异地搬运直接使用快速启动工程实践 |
| 3.3.1 再利用区位及水质特点 |
| 3.3.2 不同区位间的搬运实践 |
| 3.3.3 刚性立体生物床异地再利用快速启动工程实践 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 无纳管区域进水水体的预处理与生物床集成处理技术及应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 预处理技术构建及可行性研究 |
| 4.2.1 生活污水未纳管区厌氧水解模块化预处理技术可行性研究 |
| 4.2.2 工业废水未纳管区电催化预处理技术可行性实验研究 |
| 4.3 未纳管区域预处理集成刚性立体生物床工程应用工艺构建与工程实践 |
| 4.3.1 未纳管区域黑臭水体修复工程应用工艺构建 |
| 4.3.2 未纳管区域黑臭水体修复工程构建工艺的实践应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新性分析 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
四、应用于污染环境治理的生物修复技术（论文参考文献）
- [1]基于真菌固定化技术的多环芳烃污染土壤的生物修复研究[D]. 李启虔. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2021(01)
- [2]基于pH响应的地下水污染CaO2纳米靶向修复研究[D]. 夏辉. 沈阳大学, 2021
- [3]耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用[D]. 艾贤军. 北京石油化工学院, 2020(06)
- [4]湿地水环境水力原位生物修复方法及效能研究[D]. 孙伟楠. 东北石油大学, 2020(03)
- [5]构建微生物降解策略及理性指导石油烃污染土壤修复特性[D]. 崔佳琦. 天津大学, 2020(01)
- [6]白洋淀流域水体污染时空变化特征与污染削减技术研究[D]. 刘鑫. 沈阳航空航天大学, 2020(04)
- [7]分散型纳米零价铁对镉污染河道底泥的修复及其行为机理研究[D]. 薛文静. 湖南大学, 2020(02)
- [8]污染场地绿色可持续修复评估方法及案例研究[D]. 董璟琦. 中国地质大学(北京), 2019
- [9]耐锰细菌筛选及对构树修复锰污染土壤影响的研究[D]. 黄慧敏. 湖南农业大学, 2019
- [10]用于黑臭水体修复的刚性立体生物床技术研究及工程应用[D]. 裴建川. 天津大学, 2019(06)
标签：多环芳烃论文; 石油污染论文; 土壤环境质量标准论文; 土壤结构论文; 土壤分类论文;