一、多环芳烃(PAHs)在土壤-植物系统中的环境行为（论文文献综述）
郑美林,赵颖豪,苗莉莉,高喜燕,刘志培[1]（2021）在《多环芳烃污染土壤生物修复研究进展》文中指出多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）是一类广泛分布于环境中的持久性污染物,结构稳定、难以降解,对生态环境和生物具有"三致"毒害性,其环境去除和修复备受关注。绿色、安全、经济的生物修复技术被广泛应用于PAHs污染土壤的修复。本文从土壤中PAHs的来源、迁移、归趋和污染水平总结了目前我国土壤多环芳烃污染的基本状况;归纳了具有PAHs降解作用的微生物、植物种类及机理;比较了微生物修复、植物修复和联合修复3类主要的生物修复技术。指出植物与微生物的互作机理的解析,抗逆菌株、植株的筛选与培育,实际应用的安全和效能评估应成为多环芳烃污染土壤修复领域未来的研究方向。
张兆鑫[2]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中指出为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
徐光辉[3]（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》文中提出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。
张贺[4]（2021）在《秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响》文中研究指明多环芳烃（PAHs）广泛存在于大气、水体、土壤等环境介质,是一种具有致癌性、致畸性和致突变性的持久有机污染物。多环芳烃主要来源于人类活动,包括交通、工业排放、煤炭和化石燃料燃烧等过程。土壤是多环芳烃一个重要的汇,大气及水体中的多环芳烃最终通过干湿沉降进入土壤。土壤中的多环芳烃不仅毒害植物和土壤微生物,还通过皮肤接触、呼吸及膳食途径进入人体,危害人体健康。因此降低土壤中多环芳烃污染,减少农产品吸收、积累多环芳烃具有重要意义。本研究以多环芳烃污染土壤为研究对象,探究了玉米秸秆和根茬还田对土壤中多环芳烃降解的影响;调查了单独或联合添加秸秆、葡萄糖、叠氮化钠对土壤中多环芳烃降解、形态转化、生物有效性、微生物群落以及相关多环芳烃降解基因的影响;并研究了添加不同比例玉米秸秆（1%、2.5%和5%w/w）对冬小麦吸收、积累多环芳烃的影响。主要研究结果如下:添加玉米秸秆或根茬显着（P<0.05）增加了土壤中CO2的排放速率和70天培养期CO2累计排放量,且CO2排放速率随秸秆或根茬添加量的增加而增大。添加玉米秸秆和根茬明显提高土壤可溶性有机碳和土壤微生物量碳含量,在5%（w/w）添加量下,玉米秸秆比根茬更有利于土壤中可溶性有机碳和土壤微生物量碳的增加。添加玉米秸秆和根茬均提高了土壤中多环芳烃的溶解性和移动性,进而促进了污染土壤中多环芳烃的降解,其中在5%（w/w）添加量下秸秆比根茬更有利于土壤中多环芳烃的降解。培养70天后,添加葡萄糖和秸秆显着（P<0.05）增加了土壤中多环芳烃的降解率,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖处理下多环芳烃降解率与对照相比分别增加了13.01%、20.62%和29.81%。同时,土壤中有效态多环芳烃浓度明显下降,添加葡萄糖(17.12μg kg-1)、秸秆(16.87μg kg-1)、联合添加秸秆和葡萄糖(15.27μg kg-1)处理下土壤中有效态多环芳烃浓度显着（P<0.05）低于对照土壤(46.17μg kg-1)。此外,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖均显着增加了土壤中可溶性有机碳含量和土壤微生物量碳含量。可溶性有机物质的积累增加了土壤中多环芳烃的溶解能力,使得被吸附固定的锁定态多环芳烃向结合态发生转化,进而易于被土壤微生物利用。添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖处理改变了土壤中微生物群落,增加了土壤中多环芳烃降解相关细菌的相对丰度和降解基因的比例,促进了土壤中多环芳烃的降解。添加秸秆显着（P<0.05）降低了根际土壤和非根际土壤中多环芳烃的含量,不同比例秸秆还田处理下根际和非根际土壤多环芳烃降解率由高到低的顺序为5%>2.5%>1%。土壤中多环芳烃的残留量下降,导致冬小麦地上部和籽粒中多环芳烃浓度随小麦根系吸收多环芳烃的下降而减少,在5%秸秆添加处理下冬小麦籽粒中Ba P浓度低于食品安全国家标准(5.0μg kg-1)。综上所述,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖的土壤中多环芳烃具有较高的降解率,进而显着（P<0.05）降低了有效态多环芳烃（水溶态和酸溶态）的浓度,可溶性有机碳的增加促进了土壤中锁定态多环芳烃向结合态发生转化。在添加量为5%（w/w）时,玉米秸秆还田比根茬还田更有利于土壤中多环芳烃的降解。
马嘉蔓,马伟芳,董朔瑜[5]（2020）在《再生水农灌过程中多环芳烃的迁移转化及阻控技术研究进展》文中研究指明介绍了再生水中多环芳烃（PAHs）在土壤-植物系统中的迁移转化规律,比较了不同来源PAHs在土壤中行为的差异性。提出通过制备吸附材料、采用膜技术和高级氧化等手段去除再生水中的PAHs,通过增强土壤吸附性、提高微生物活性及筛选高效吸收降解植物等阻控技术防治再生水农灌过程带来的PAHs污染,指出采取多种方法协同降解再生水-土壤-植物系统中的PAHs是未来研究的重点。
陈富凯[6]（2020）在《生物炭对镉—芘复合污染土壤修复效果研究》文中研究表明重金属和多环芳烃是土壤中广泛存在的持久性有毒污染物,可在作物中累积并通过食物链给人类健康造成危害。而生物炭具有高含碳比、多孔结构、巨大的比表面积以及丰富的养分等特点,这使得生物炭具备良好的环境污染修复潜力和农用价值。目前关于生物炭对重金属和多环芳烃污染土壤的修复研究引起了国内外学者广泛的关注。通过研究探明生物炭对重金属和多环芳烃复合污染土壤修复效果的影响具有十分重要的意义。本研究以小麦、玉米、大豆、棉花和茄子秸秆为原材料制得的生物炭作为土壤重金属镉（Cd）和多环芳烃芘复合污染土壤修复材料,通过性质表征和对比不同原料生物炭对土壤中Cd和芘的吸附效果,选取性能更好的生物炭材料,探究其对Cd和芘纵向迁移行为的影响。通过模拟培育试验,研究生物炭对Cd-芘污染土壤特性的影响,比较不同生物炭材料对污染土壤理化性质和土壤Cd生物有效性的影响,并开展生物炭对植物修复Cd-芘复合污染土壤影响的盆栽试验,明确生物炭对植物去除和吸收土壤Cd和芘的影响特征。此外,还通过高通量测序技术分析生物炭在修复污染土壤过程中所引起的微生物群落变化特征。主要研究结果如下:（1）生物炭性质表征。制得的小麦秆炭（WSB）、玉米秆炭（MSB）、大豆秆炭（SSB）、棉花秆炭（CSB）和茄子秆炭（ESB）5种生物炭均表现为碱性,红外光谱显示5种生物炭表面官能团种类大致相同,均含有羟基、羧基、醇羟基等含氧官能团,而且具有高度芳香结构,X射线衍射图谱发现WSB和ESB生物炭中有碳酸钙的特征峰。分析5种生物炭的比表面积及孔结构,得出ESB生物炭BET表面积最大,且孔结构发达。通过扫描电镜观察和元素组成分析,ESB孔隙直径最大,大孔隙数量最多,且含有较高比例的K、Ca和Fe等营养元素。生物炭对土壤Cd和芘的吸附试验得出,在Cd和芘浓度为16.8 mg·kg-1与71.04 mg·kg-1条件下,WSB、ESB生物炭对于土壤中Cd和芘具有较好的吸附效果,其中ESB生物炭效果最优,经过60d培养,ESB对Cd和芘的吸附值分别达到69.57 mg·kg-1、104.62 mg·kg-1,使土壤中Cd和芘含量分别降低达20.9%、24.4%。（2）生物炭对Cd-芘复合污染土壤特性及污染物纵向迁移的影响。生物炭可提高Cd-芘复合污染土壤的p H值、电导率和养分含量,并且5种生物炭均使土壤中有效态Cd含量显着降低,施用CSB和ESB下降幅度最大,分别可达到14.7%和16.3%。土柱淋溶试验得出,在淋溶动力下土柱内Cd总量明显减少,部分Cd迁移出土柱。施用生物炭可稳定Cd污染土层,抑制土壤Cd的纵向迁移,生物炭在3%投加量下对土壤Cd迁移的抑制作用更为明显,在60%的淋溶量下生物炭可将93.8%的Cd保留在土柱内。芘被土壤或生物炭吸附后能够稳定在土层之中,在土柱内纵向迁移现象不明显。（3）生物炭对植物修复Cd-芘复合污染土壤的影响。在Cd浓度(16.8mg·kg-1)和芘浓度(71.04 mg·kg-1)污染土壤中,生物炭在3%投加量范围内能够促进黑麦草生长,而在5%投加量时会产生抑制作用。生物炭对黑麦草去除土壤Cd和芘的效果随生物炭添加呈先增加后减小趋势,在生物炭投加量3%及黑麦草种植密度为13.5 mg/cm2条件下,土壤Cd和芘的去除率最高可分别达到22.78%、86.66%。生物炭对黑麦草吸收Cd和芘会产生影响,黑麦草内Cd浓度随生物炭投加量增加而减少,芘浓度随生物炭投加量呈先增加后减少趋势。（4）生物炭对污染土壤微生物群落特征的影响。Cd-芘能够使土壤微生物群落丰富度降低,使原始土壤微生物群落结构产生明显的变化,生物炭的输入对土壤微生物群落丰富度有显着的提高作用,并能够减少Cd-芘污染物对土壤微生物结构变化的影响。Cd-芘致使土壤微生物在门、科和属的水平上优势菌的相对含量均有所减少,其中鞘氨醇单胞菌属下降近17.9%,芽单胞菌属下降近20%,而施用生物炭能够使耐Cd菌和高效降解芘菌鞘氨醇单胞菌的相对含量提高近8%,另外,生物炭可使植物根际芘降解菌绿脓杆菌属和肠杆菌属相对含量分别提高近159倍与414倍,为促进植物修复芘污染土壤可提供有利条件。
马晓东[7]（2020）在《蒿柳和平滑白蛋巢菌通过生物互作联合修复多环芳烃污染土壤的机理研究》文中认为多环芳烃（PAHs）是一类具有致癌、致突变、致畸效应的有机污染物,它们可在水体、土壤或沉积物中积累,被植物吸收并进入食物链中,通过生物富集作用对人类健康产生极大威胁。在PAHs污染的诸多修复方法中,生物修复因绿色环保、成本低、可大面积应用受到广泛关注。植物或白腐真菌都具备从污染环境中清除PAHs的能力,但实施植物修复或白腐真菌强化试验时得到了大量负面结果,这阻碍了它们在PAHs污染修复领域的应用前景。研究表明植物-白腐真菌联合修复是一种更高效的PAHs污染土壤修复策略,但该策略的作用机理尚不清楚。基于此,本研究于温室中设置了盆栽试验,以蒿柳（Salix viminalis）和平滑白蛋巢菌（Crucibulum laeve）为试验材料,采用自然衰减（NA）、真菌修复（M）、植物修复（P）、植物-微生物联合修复（PMR）四种策略修复PAHs污染土壤,评估利用PAHs污染土壤中接种平滑白蛋巢菌强化蒿柳修复能力的可行性,探究修复过程中发生的土壤微生物群落的演替,研究接种平滑白蛋巢菌对蒿柳光合作用、根系分泌物的影响,从而揭示修复过程中的生物互作及其与PAHs去除之间的关联。本研究旨在阐明植物-白腐真菌联合修复PAHs污染土壤的作用机理,为开拓植物和白腐真菌在PAHs污染土壤修复中的应用前景提供理论依据。主要研究结果如下:1.通过研究接种平滑白蛋巢菌（使用两种接种方法）对蒿柳的PAHs修复能力、生长和抗氧化代谢的影响,评估接种平滑白蛋巢菌强化蒿柳PAHs修复效能的可行性。结果表明PMR处理对PAHs的去除率最高,蒿柳和平滑白蛋巢菌对PAHs的去除有协同作用。PMR处理下,80.0%的蒿柳BCF和TF参数值大于1,该比例远大于P处理的20%。接种平滑白蛋巢菌促进了蒿柳对PAHs的提取能力,显着增强了其对土壤PAHs的去除。此外,平滑白蛋巢菌通过氧化胁迫短暂抑制蒿柳的生长,但蒿柳通过提高抗氧化代谢的水平以抵御胁迫,在土培试验结束时存活并正常生长,表明了其对平滑白蛋巢菌有耐受能力和复原力。因此,联合使用蒿柳和平滑白蛋巢菌是对PAHs污染土壤实施植物修复的可行方法。2.与NA处理相比,M处理的平滑白蛋巢菌在土壤中定殖并快速繁殖,显着（P<0.05）提高了土壤的酶活性以及营养物质含量,进而加速了PAHs的去除,但其抑制了除“菌丝际细菌”外的其它土着PAHs降解菌;P处理对土着PAHs降解菌群有富集作用,然而其快速生长耗竭了土壤中的营养物质,显着（P<0.05）降低了土壤细菌群落的生物量并阻碍了土壤PAHs的去除。PMR处理结合了M和P处理的优点,并促进了包括降解菌在内的微生物类群间相互作用。因此,PMR处理对土壤PAHs的去除率最高。综上,本研究表明PAHs污染土壤中接种平滑白蛋巢菌和蒿柳的联合实施对刺激土着PAHs降解菌、细菌菌群的生长有协同贡献,从而加速了土壤PAHs的去除。3.选取光合色素含量、气体交换参数的光响应曲线和叶绿素荧光参数作为蒿柳的光合生理指标,探究了PAHs污染土壤中接种平滑白蛋巢菌对蒿柳光合作用的影响。PAHs污染土壤中接种平滑白蛋巢菌对蒿柳光合色素含量、净光合速率（Pn）、蒸腾速率（Tr）、最大光化学效率（Fv/Fm）、光系统Ⅱ（PSⅡ）潜在活性（Fv/F0）等指标均有积极的促进作用,但降低了叶片的气孔导度（Gs）、胞间CO2浓度（Ci）、非光化学淬灭（NPQ）、光化学淬灭（qP）参数;不同的接种方法能改变Gs、Tr的光响应曲线的变化趋势。PAHs污染土壤中,平滑白蛋巢菌能提高蒿柳的光合能力和蒸腾效率,从而促进土壤PAHs的去除,这对揭示植物-白腐真菌联合修复的作用机理有重要意义。4.基于LC-MS检测,重点比较了PAHs污染土壤中接种和未接种平滑白蛋巢菌的蒿柳根际土壤代谢物的差异。结果表明:分别在POS和NEG模式下定性了土壤中881和828种代谢物,各处理对代谢物的组分和含量有显着影响。进而我们比较分析了差异代谢物并鉴定出18个潜在根系分泌物组分,讨论了它们的功能及其对PAHs降解的影响。接种平滑白蛋巢菌显着降低了土壤代谢物的组分和含量,其中16种根系分泌物的含量明显降低。本研究中,接种白腐真菌促进了植物根系对广谱土壤代谢物的吸收能力,这对提高植物的PAHs积累能力以及揭示植物-白腐真菌联合修复的作用机理有重要意义。
王静[8]（2019）在《铁氧化物复合材料的制备及其修复多环芳烃污染土壤的研究》文中指出由于工农业的快速发展,大量的废水废气不达标排放,造成了严重的土壤环境问题,尤其是多环芳烃土壤污染已成为突出的环境问题之一,急需开发对环境友好、高效且廉价的土壤修复方法。本论文开发了基于铁氧化物的土壤修复材料,将其用于多环芳烃污染土壤的修复研究,阐述了铁氧化物材料对土壤中多环芳烃污染物的降解机理。以菲为多环芳烃的代表污染物,土壤修复后,通过植物种植实验对已修复土壤进行了初步的毒性评估,具体研究内容如下:（1）以酒石酸钠为羧酸源、葡萄糖为碳源和FeSO4·7H2O为铁源,通过低温碳化过程制得介孔Fe3O4/羧基碳复合材料。在该材料的多孔结构中,碳作为介质连接Fe3O4纳米颗粒形成孔状结构,并为羧酸基团固化提供载体,羧酸基团与Fe3O4形成羧酸铁配合物。富含羧酸铁配合物的介孔Fe3O4/羧基碳复合材料具有优异的可见光吸收能力和光催化氧化性能,在可见光下可被激活,并释放出强氧化性的O2·-,氧化降解土壤中的菲。基于介孔Fe3O4/羧基碳复合材料的土壤修复无需调节土壤pH,无需H2O2,使得修复过程非常简单。通过莴苣栽培评价了修复后的污染土壤的毒性。莴苣的生长指标数据证明了介孔Fe3O4/羧基碳复合材料可极大降低菲污染土壤的毒性。（2）以固体废弃物甘蔗渣为碳源,TiO2工厂废酸中回收的FeSO4·7H2O为铁源和柠檬酸三钠为羧酸源,通过低温碳化过程,制备了Fe3O4/羧基甘蔗碳复合材料。该材料中含有大量的羧酸铁配合物,在可见光照射下可被激活,释放出强氧化性的O2·-,从而氧化降解污染土壤中的菲。莴苣的生长指标数据证明了Fe3O4/羧基甘蔗碳可极大降低菲污染土壤的毒性。该项研究对甘蔗渣和TiO2工厂废酸中回收的FeSO4·7H2O两种固体废弃物实现了资源化利用,同时获得了对环境友好的土壤修复材料。（3）完全以固体废弃物（醋糟和TiO2工厂废酸中回收的FeSO4·7H2O）为原料,低温碳化制备了氧化铁/醋糟碳复合材料。热解温度是决定氧化铁/醋糟碳复合材料物相的最重要的反应参数,FeSO4浸渍在醋糟中形成了丰富的FeII（R-COO）n2-n,在较低的热解温度下,部分FeII（R-COO）n2-n的热解产生Fe3O4纳米颗粒。在可见光下,氧化铁/醋糟碳在中性pH下,可高效去除污染土壤中的菲,实验证明氧化铁/醋糟碳中存在的羧酸铁配合物的光化学反应是去除菲的主要原因。该土壤修复方法不仅实现了工业固体废物资源化利用,而且能够有效利用太阳能进行土壤修复,具有很大的潜力。
穆怡陶[9]（2019）在《辽河干流沈阳段河岸带中PAHs的分布特征及风险评价》文中研究说明辽河干流已成为辽宁省的生态脆弱带,不仅威胁了辽河生态安全,而且制约了区域经济与社会的又好又快发展,实现辽河干流生态保护和恢复的目标,恢复辽河干流生态用地至关重要。为了准确掌握辽河干流河岸带土壤有机污染现状,为辽河干流水体生态保护与治理提供重要依据,本研究以辽河干流沈阳段作为研究区域,选择16种优先控制的多环芳烃为研究对象,分析了辽河干流河岸带土壤中多环芳烃的污染特征并进行生态评价。具体研究成果如下:（1）辽河干流沈阳段河岸带土壤结构特性分析。通过对河岸带土壤采样,分析岩性组成、粒径分布及孔隙特征,明确河岸带土壤结构特点。（2）辽河干流沈阳段河岸带环境质量评价。采用模糊综合评价法和单因子法对进行河岸带湿地水质评价。结果表明氨氮含量除红庙子处超标3倍外,其他采样点均达到II类水质标准;溶解氧、总悬浮物、生化需氧量、化学需氧量多在IV、V类之间。通过潜在生态风险指数法得出沉积物中的Cu、Pb、Cr对环境水平具有威胁。（3）辽河干流沈阳段多环芳烃的分布特征研究。为了研究辽河干流沈阳段河岸带土壤中多环芳烃的分布特征,在研究区域布设11个采样点,检测了 16种多环芳烃含量,除了苊以外,其他15种优先控制的多环芳烃都被检出。辽河干流沈阳段土壤中多环芳烃的含量为7.87～44.61μg/kg,平均值为13.04μg/kg,多环芳烃组成主要以3、4、5环为主,多环芳烃污染处于较低水平。采用比值法、同分异构体比值法、主成分分析法分析辽河干流沈阳段土壤中多环芳烃的来源为燃烧源及石油燃烧。（4）辽河干流沈阳段多环芳烃的相关性分析得到,菲、芴、荧蒽、芘这四种物质问的皮尔逊相关性都比较接近于1,即这四种多环芳烃单体间具有较好的相关性;研究区域的PAHs与pH、TOC、NH3-N之间均没有相关性。壤中PAHs含量与重金属Cr、Cu、Zn和Pb这4种元素具有一定的显着相关性。采用R型聚类分析确定16种优控多环芳烃各单体间的相关性,采用Q型聚类分析,进行单体分类。为今后PAHs的研究及治理提供技术依据。（5）多环芳烃迁移转化室内试验。采用吸附与解吸实验进行分析。在静态吸附实验中,研究区河岸带介质对污染物的动力学吸附满足准二级吸附模型。土质对与吸附能力有影响,粘土对污染物的吸附能力优于砂土对污染物的吸附能力。并且吸附能力与多环芳烃的环数和分子量呈正相关,研究区河岸带中多环芳烃的吸附热力学模组Hengry吸附模型。解吸实验表明,研究区域河岸带中多环芳烃的解吸动力学满足准二级动力学模型。砂土与粘土对萘的解吸能力关系是砂土>粘土。解析速率与介质的比表面积呈反比。不同环数的多环芳烃在相中介质中的解吸速率关系是粘土>砂土。研究区域哈南戴对萘、花的解吸热力学符合Langmuir模型。（6）辽河干流沈阳段多环芳烃的生态风险评价。应用多环芳烃危害性的评价、剂量效应的评价及暴露评价三种方法对河岸带进行生态健康风险评价。评价的结果是均无污染。生物毒性风险评价显示Nap、Ace、Flo、BaA和DahA的相对污染系数RCF<1,说明对生物的潜在危害概率很小。辽河河岸带土壤中最易对生物体造成危害的PAHs单体化合物是BbF和BkF,但对生物的不良影响概率很小。通过15种风险商值得计算,RQΣPAHs（NCs）约为38.759,RQΣ（MPCs）约为0.392,从生态风险等级层面来看,研究区域河岸带处于低风险水平。研究表明7种癌性PAHs是土壤中PAHs毒性当量的主要贡献者。
刘瑞[10]（2016）在《土壤—植物系统中PAHs检测方法和分布规律》文中提出多环芳烃.（PAHs）主要是由化石燃料不完全燃烧或高温裂解等产生、由两个或两个以上苯环稠合在一起的一类持久性有机污染物（POPs）,具有高脂溶性、强疏水性特征,和“致畸、致癌、致突变”等“三致”效应。其结构稳定、易在土壤中持留,可通过土壤-植物系统威胁人群健康和生态安全。搞清土壤-植物系统中PAHs的分布规律,对于防治土壤污染、保障农产品安全意义重大。以往研究者多利用高效液相色谱（HPLC）分析技术采用单一紫外或荧光检测器来分析土壤和植物样品中PAHs。然而,对于多种PAHs共存的样品,单一检测器往往受到检出限、标准曲线线性范围、PAHs光学特性和浓度差异等因素的影响,一个样品往往需要多次进样、甚至需要稀释处理才能完成样品中多种PAHs的检测,操作烦琐、耗时、成本高。发展高效液相（HPLC）/紫外-荧光（UV-FLD）串联检测技术有望克服该问题,实现样品中多种PAHs的一次进样、同时检出。本文建立了高效液相色谱/紫外-荧光检测器串联检测土壤和植物样品中16种PAHs的实用方法;利用16种PAHs污染的土样进行温室盆栽实验,研究了 土壤中PAHs残留规律及几种植物对PAHs吸收积累作用。主要研究结果如下:（1）建立了高效液相色谱/紫外-荧光检测器串联检测土壤和植物样品中16种PAHs的实用方法。该方法利用超声萃取法提取,结合HPLC/UV-FLD分离和分析土壤和植物样品中16种PAHs,具有操作简单、省时、回收率高、重复性好的优点,实现了 HPLC 一次进样同时检出浓度差异大的16种PAHs。土壤样品中16种PAHs的方法回收率为65.59%～104.4%,相对标准偏差0.589%～15.8%;白菜（叶、茎）和水稻（叶、茎、根、稻壳、稻米）样品中16种PAHs方法回收率为55.68%～106.2%,相对标准偏差0.555%～12.5%。所建立的HPLC/UV-FLD分析方法可用于污染土壤和植物样品的检测分析。（2）揭示了种植植物土壤中PAHs的残留规律。制备了三个浓度梯度的PAHs污染土样S1、S2、S3,其起始∑PAHs浓度分别102、172、351mg/kg。供试5种植物为上海青（Brassicachinensis L.）、快菜（Brassica pekinensis Rupr.）、土豆（Solanum tuberosum L.）、空心菜（Ipomoea aquatica Forsk）、茼蒿（Chrysanthemum coronarium L.）。种植上海青、快菜、土豆35～75d后,低污染强度土壤（S1）中∑PAHs残留浓度下降较缓慢,种植上海青土壤中∑PAHs残留浓度小于种快菜和土豆处理。较高PAHs浓度土壤（S2和S3）中∑PAHs浓度则下降明显,且下降幅度大小为快菜>上海青和土豆处理。种植植物75天后,S1、S2、S3 土壤中∑PAHs残留浓度分别为17.1～32.9、46.1～72.1、63.0～90.8 mg/kg,比无植物对照组（CK）土壤低 21.7%～59.0%、22.5%～50.4%、21.0%～45.2%。种植植物后,S1、S2、S3 土壤中不同环数PAHs残留比例存在差异。由于2环的萘挥发性强且易被微生物降解,因此35天后,各土样中萘的浓度均低于检测限。75 d后,相比CK,种植植物土壤中3环PAHs残留所占比例均降低,4环和5-6环PAHs残留所占比例则上升;种植植物土壤中PAHs的辛醇-水分配系数（lgKow）越大,残留率越高。（3）分析了几种植物对土壤中PAHs的吸收积累作用。PAHs污染对植物的株高、根长、生物量有一定影响。35天后,S2和S3 土样中的上海青、快菜、土豆、空心菜、茼蒿的株高均比CK中低。PAHs对上海青和快菜的根生长有明显抑制作用。随着土壤中PAHs浓度增大,上海青和快菜生物量趋于减小。研究了 PAHs在上海青、快菜、土豆、空心菜、茼蒿等5种植物体内的积累规律。结果表明,植物体内PAHs含量与土壤中PAHs浓度呈显着正相关关系。植物根部积累PAHs的含量显着高于其茎叶,35～75 d茎叶中PAHs含量增大的幅度要大于根部。土豆和空心菜的根富集系数要小于上海青、快菜、茼蒿。75天后,植物根中PAHs分配以4环和5-6环PAHs为主,比例分别为21.9%～58.1%、15.5%～65.7%,而植物茎叶中不同环数PAHs的分配比例不同于其根部,茎叶中以3环PAHs为主,比例为41.2%～82.6%。
二、多环芳烃(PAHs)在土壤-植物系统中的环境行为（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、多环芳烃(PAHs)在土壤-植物系统中的环境行为（论文提纲范文）
（1）多环芳烃污染土壤生物修复研究进展（论文提纲范文）
| 1 我国土壤多环芳烃污染现状 |
| 1.1 土壤中PAHs的来源 |
| 1.2 土壤中PAHs的分布与归趋 |
| 1.3 我国土壤多环芳烃污染水平 |
| 2 生物降解及其机制 |
| 2.1 微生物降解PAHs的机理 |
| 2.2 微生物降解PAHs |
| 2.2.1 细菌 |
| 2.2.2 真菌 |
| 2.2.3 古菌 |
| 2.2.4 微藻 |
| 2.3 植物降解PAHs |
| 3 PAHs生物修复技术 |
| 3.1 微生物修复技术 |
| 3.1.1 原位处理 |
| 3.1.2 异位处理 |
| 3.2 植物修复技术 |
| 3.3 微生物-植物联合修复技术 |
| 3.3.1 微生物-植物联合修复技术 |
| 3.3.2 内生菌定殖 |
| 3.3.3 转基因植物 |
| 4 总结与展望 |
（2）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（3）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 |
（4）秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 我国农田土壤PAHs污染现状 |
| 1.2.2 土壤中PAHs的形态和生物有效性 |
| 1.2.3 土壤中PAHs的行为 |
| 1.2.4 影响土壤PAHs降解的因素 |
| 1.2.5 污染区秸秆还田对农产品安全的影响 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 玉米秸秆和根茬还田对污染土壤中PAHs降解的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 仪器试剂 |
| 2.2.3 土培试验 |
| 2.2.4 测定方法 |
| 2.2.5 质量控制 |
| 2.2.6 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 添加玉米秸秆和根茬对 PAHs 污染土壤中二氧化碳排放的影响 |
| 2.3.2 添加玉米秸秆和根茬对PAHs污染土壤可溶性有机碳和微生物量碳的影响 |
| 2.3.3 添加玉米秸秆和根茬对污染土壤PAHs降解的影响 |
| 2.3.4 添加玉米秸秆和根茬对水溶态PAHs的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 秸秆和葡萄糖添加对污染土壤中PAHs降解及生物有效性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 仪器试剂 |
| 3.2.3 土培试验 |
| 3.2.4 试验方法 |
| 3.2.5 质量控制 |
| 3.2.6 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤二氧化碳排放的影响 |
| 3.3.2 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤可溶性有机碳和微生物量碳的影响 |
| 3.3.3 添加秸秆和葡萄糖对污染土壤PAHs降解的影响 |
| 3.3.4 添加秸秆和葡萄糖对污染土壤 PAHs 形态及生物有效性的影响 |
| 3.3.5 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤中细菌群落变化的影响 |
| 3.3.6 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤PAHs-RHDα基因的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 添加玉米秸秆对污染土壤中冬小麦吸收、积累PAHs的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 仪器试剂 |
| 4.2.3 盆栽试验 |
| 4.2.4 试验方法 |
| 4.2.5 质量控制 |
| 4.2.6 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 添加玉米秸秆对污染土壤中冬小麦生长的影响 |
| 4.3.2 添加玉米秸秆对污染土壤中PAHs降解的影响 |
| 4.3.3 添加秸秆对冬小麦PAHs吸收的影响 |
| 4.3.4 小麦各部位PAHs的分布特征 |
| 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 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）再生水农灌过程中多环芳烃的迁移转化及阻控技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 再生水中PAHs的迁移转化规律 |
| 1.1 再生水中PAHs在土壤-植物系统中的运移规律 |
| 1.2 PAHs在土壤-植物系统中的转化过程 |
| 1.3 土壤-植物系统中PAHs源解析及行为特性 |
| 2 再生水农灌过程中PAHs污染阻控技术 |
| 2.1 再生水中PAHs深度处理技术 |
| 2.2 农灌过程中土壤PAHs污染阻控技术 |
| 2.2.1 增强吸附作用 |
| 2.2.2 强化微生物降解作用 |
| 2.2.3 筛选吸收降解PAHs的功能植物 |
| 3 结论与展望 |
（6）生物炭对镉—芘复合污染土壤修复效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤污染现状 |
| 1.1.1 重金属污染 |
| 1.1.2 多环芳烃污染 |
| 1.1.3 重金属和多环芳烃复合污染 |
| 1.2 土壤重金属和多环芳烃污染的修复技术 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 生物修复技术 |
| 1.2.4 联合修复技术 |
| 1.3 生物炭修复土壤研究现状 |
| 1.3.1 生物炭的性质 |
| 1.3.2 生物炭对重金属和多环芳烃土壤特性的影响 |
| 1.3.3 生物炭对植物修复土壤重金属和多环芳烃的影响研究 |
| 1.3.4 生物炭对土壤微生物群落特征的影响研究 |
| 1.4 研究目的和意义、研究内容以及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 生物炭的制备和表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2 生物炭的制备 |
| 2.2.3 生物炭主要性质的表征 |
| 2.2.4 生物炭对土壤中镉和芘的吸附试验 |
| 2.2.5 生物炭和土壤样品中镉的测定 |
| 2.2.6 生物炭和土壤样品中芘的测定 |
| 2.2.7 数据统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 生物炭的基本性质 |
| 2.3.2 生物炭比表面积及孔结构分析 |
| 2.3.3 生物炭微观形貌及元素组成分析 |
| 2.3.4 生物炭官能团分析 |
| 2.3.5 生物炭X射线衍射分析 |
| 2.3.6 生物炭对土壤镉、芘的吸附效果分析 |
| 2.4 小结 |
| 3 生物炭对镉-芘复合污染土壤特性及污染物纵向迁移的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤 |
| 3.2.2 供试生物炭 |
| 3.2.3 土壤培育试验 |
| 3.2.4 土壤理化性质的测定 |
| 3.2.5 有效态镉的测定 |
| 3.2.6 土柱淋溶试验 |
| 3.2.7 土壤样品镉、芘的测定 |
| 3.2.8 数据统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生物炭对镉-芘复合污染土壤理化性质的影响 |
| 3.3.2 生物炭对复合污染土壤中有效态镉含量的影响 |
| 3.3.3 生物炭对土壤镉-芘纵向迁移的影响 |
| 3.4 小结 |
| 4 生物炭对植物修复镉-芘复合污染土壤的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤 |
| 4.2.2 供试生物炭 |
| 4.2.3 供试植物 |
| 4.2.4 盆栽试验 |
| 4.2.5 植物生长情况 |
| 4.2.6 土壤样品中镉、芘的测定 |
| 4.2.7 植物样品中镉、芘的测定 |
| 4.2.8 数据统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 生物炭施用对植物生长的影响 |
| 4.3.2 生物炭施用对植物去除土壤中镉的影响 |
| 4.3.3 生物炭施用对植物去除土壤中芘的影响 |
| 4.3.4 生物炭施用对植物吸收镉、芘的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 生物炭对镉-芘复合污染土壤微生物群落特征的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤 |
| 5.2.2 供试生物炭 |
| 5.2.3 供试植物 |
| 5.2.4 试验设计 |
| 5.2.5 微生物群落特征的测定 |
| 5.2.6 数据统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 生物炭对微生物丰富度、多样性的影响 |
| 5.3.2 生物炭对微生物群落结构差异的影响 |
| 5.3.3 生物炭对微生物群落组成的影响 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论、创新点及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历、在校期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（7）蒿柳和平滑白蛋巢菌通过生物互作联合修复多环芳烃污染土壤的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 PAHs的性质、污染现状与危害 |
| 1.1.1 PAHs的性质和来源 |
| 1.1.2 PAHs的污染现状及危害 |
| 1.2 PAHs污染土壤的生物修复 |
| 1.2.1 微生物修复 |
| 1.2.2 植物修复 |
| 1.2.3 植物-微生物联合修复 |
| 1.3 高通量测序技术在植物根际互作机理研究中的应用 |
| 1.3.1 根际化学通讯与代谢组 |
| 1.3.2 根际互作的信号代谢物 |
| 1.3.3 微生物群落的演替 |
| 1.4 研究目的、意义和内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 接种平滑白蛋巢菌强化蒿柳介导的PAHs污染土壤植物修复 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 化学试剂 |
| 2.2.2 土壤的采集及人工污染 |
| 2.2.3 植物和真菌接种物 |
| 2.2.4 盆栽试验 |
| 2.2.5 PAHs含量的定量分析 |
| 2.2.6 生长指标的测定 |
| 2.2.7 抗氧化物酶的提取和测定 |
| 2.2.8 抗坏血酸和谷胱甘肽的提取和测定 |
| 2.2.9 活性氧O_2~(·-)和过氧化氢的测定 |
| 2.2.10 相对电导率 |
| 2.2.11 脂质过氧化 |
| 2.2.12 统计分析 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 各生物修复策略对土壤中PAHs降解的影响 |
| 2.3.2 平滑白蛋巢菌对蒿柳体内PAHs含量的影响 |
| 2.3.3 平滑白蛋巢菌对蒿柳生长和发育的影响 |
| 2.3.4 平滑白蛋巢菌对蒿柳抗氧化系统的影响 |
| 2.4 小结 |
| 3 PAHs污染土壤植物-白腐真菌联合修复试验中的微生物群落演替 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验设计 |
| 3.2.2 土壤酶活性指标的测定 |
| 3.2.3 土壤总DNA的提取与测序 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 各处理对不同微生物类群生物量的影响 |
| 3.3.2 各处理对土壤酶活性的影响 |
| 3.3.3 各处理土壤微生物群落多样性和组成的变化 |
| 3.3.4 微生物多样性关联因素 |
| 3.3.5 PAHs降解相关的功能基因预测 |
| 3.3.6 各处理的共现性网络分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 4 PAHs污染土壤中接种平滑白蛋巢菌对蒿柳光合作用的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验设计 |
| 4.2.2 光合色素含量的测定 |
| 4.2.3 气体交换参数的光响应曲线绘制 |
| 4.2.4 叶绿素荧光参数测定 |
| 4.2.5 土壤PAHs含量的定量分析 |
| 4.2.6 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 各PAHs污染土壤修复处理对土壤PAHs含量的影响 |
| 4.3.2 各处理下蒿柳光合色素含量比较 |
| 4.3.3 各处理下蒿柳气体交换参数的光响应曲线比较 |
| 4.3.4 各处理下蒿柳叶绿素荧光参数比较 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 5 接种平滑白蛋巢菌对蒿柳根系分泌物影响的代谢组学研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 标准品与试剂 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 代谢物的提取与检测 |
| 5.2.4 代谢物的定性与定量 |
| 5.2.5 统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 LC-MS分析 |
| 5.3.2 蒿柳潜在根系分泌物组分的模式识别分析 |
| 5.3.3 各处理对土壤代谢物组分和含量的影响 |
| 5.3.4 各处理对18 种潜在根系分泌物组分的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论及研究展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在读期间的学术研究 |
| 致谢 |
（8）铁氧化物复合材料的制备及其修复多环芳烃污染土壤的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 多环芳烃的简介 |
| 1.1.2 多环芳烃的来源及危害 |
| 1.1.3 土壤多环芳烃污染现状及修复技术 |
| 1.2 Fenton氧化技术研究现状 |
| 1.2.1 传统Fenton氧化技术 |
| 1.2.2 均相Fenton体系 |
| 1.2.3 非均相Fenton体系 |
| 1.2.4 光-Fenton氧化技术 |
| 1.2.5 基于羧酸铁的Fenton体系 |
| 1.2.6 Fenton和光-Fenton氧化技术在土壤修复中的应用 |
| 1.3 铁氧化物在土壤修复中的应用 |
| 1.3.1 铁氧化物定义及特点 |
| 1.3.2 铁氧化物在有机污染土壤修复中的应用 |
| 1.4 生物碳在土壤修复中的应用 |
| 1.4.1 生物碳的概述 |
| 1.4.2 生物碳在有机污染土壤修复中的应用 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 第二章 基于介孔Fe_3O_4/羧基碳全固态可见光类-Fenton试剂的制备及其修复菲污染土壤 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 制备模拟污染土壤 |
| 2.2.3 催化剂的制备 |
| 2.2.4 催化剂的表征 |
| 2.2.5 催化剂中羧基官能团测定 |
| 2.2.6 土壤中菲的降解 |
| 2.2.7 菲的提取和测定方法 |
| 2.2.8 土壤植物毒性实验 |
| 2.2.9 土壤植物毒性实验数据统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 X射线衍射分析(XRD)和拉曼光谱图(Raman) |
| 2.3.2 电镜和热重分析(TGA) |
| 2.3.3 氮气吸附脱附等温线和孔径分布曲线分析 |
| 2.3.4 红外光谱分析(FT-IR)和X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.3.5 MMCRC合成参数的优化 |
| 2.3.6 土壤中菲的降解 |
| 2.3.7 光催化降解反应机理 |
| 2.3.8 植物毒性评价 |
| 2.3.9 Fenton试剂与固态光-Fenton试剂在修复菲污染土壤中的比较 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于Fe_3O_4/羧基甘蔗碳全固态可见光类-Fenton试剂的制备及其修复菲污染土壤 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 制备模拟污染土壤 |
| 3.2.3 催化剂的制备 |
| 3.2.4 催化剂的表征 |
| 3.2.5 土壤中菲的降解 |
| 3.2.6 菲的提取和测定方法 |
| 3.2.7 土壤植物毒性实验 |
| 3.2.8 土壤植物毒性实验数据统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 X射线衍射(XRD)和拉曼光谱分析(Raman) |
| 3.3.2 热重分析(TGA) |
| 3.3.3 扫描电镜分析(SEM)和氮气吸附脱附分析 |
| 3.3.4 FT-IR和 DRS光谱分析 |
| 3.3.5 Fe_3O_4/羧基甘蔗碳复合材料修复菲污染土壤及机理分析 |
| 3.3.6 植物毒性评价 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于氧化铁/醋糟碳全固态可见光类-Fenton试剂的制备及其修复菲污染土壤 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 制备模拟污染土壤 |
| 4.2.3 催化剂的制备 |
| 4.2.4 催化剂的表征 |
| 4.2.5 土壤中菲的降解 |
| 4.2.6 菲的提取和测定方法 |
| 4.2.7 土壤植物毒性实验 |
| 4.2.8 土壤植物毒性实验数据统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 原料图、热重(TGA)和X射线衍射分析(XRD) |
| 4.3.2 氮气吸附脱附等温线和孔径分布曲线分析 |
| 4.3.3 红外光谱分析(FT-IR) |
| 4.3.4 DRS光谱分析 |
| 4.3.5 拉曼光谱图(Raman)和电镜 |
| 4.3.6 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 4.3.7 将氧化铁/醋糟碳用于土壤中菲的降解及降解机理分析 |
| 4.3.8 植物毒性评价 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文 |
（9）辽河干流沈阳段河岸带中PAHs的分布特征及风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 多环芳烃在土壤中迁移转化的方式 |
| 1.2.2 影响多环芳烃在土壤中迁移转化的因素 |
| 1.2.3 土壤中多环芳烃迁移转化的国内外研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 辽河干流沈阳段气象特征 |
| 2.1.1 气候 |
| 2.1.2 降水 |
| 2.2 辽河干流沈阳段水文特性 |
| 2.2.1 辽河径流特性 |
| 2.2.2 辽河干流沈阳段的泥沙特性 |
| 2.3 河岸带特性分析 |
| 2.3.1 河道断面特性分析 |
| 2.3.2 辽河干流平面河势变化分析 |
| 3 辽河干流沈阳段河岸带环境质量评价 |
| 3.1 辽河干流沈阳段水环境模糊综合评价 |
| 3.1.1 模糊综合评价法基本步骤 |
| 3.1.2 辽河干流沈阳段水质评价 |
| 3.2 单因子指数评价 |
| 3.2.1 评价结果 |
| 3.3 辽河干流沈阳段河岸带潜在重金属评价 |
| 3.3.1 潜在生态风险指数法 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 多环芳烃在研究区河岸带的分布特征及来源解析 |
| 4.1 辽河干流沈阳段河岸带中多环芳烃的含量分布 |
| 4.1.1 样品处理 |
| 4.1.2 实验分析 |
| 4.1.3 研究区河岸带中多环芳烃的含量与分布 |
| 4.2 研究区域河岸带中多环芳烃的组成分布 |
| 4.3 研究区河岸带多环芳烃的来源解析 |
| 4.3.1 分子比值法 |
| 4.3.2 同分异构体比值 |
| 4.3.3 主成分分析法 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 土壤中多环芳烃相关性分析 |
| 5.1 相关性分析 |
| 5.1.1 多环芳烃单体间的相关性分析 |
| 5.1.2 pH与多环芳烃含量的相关性 |
| 5.1.3 土壤TOC与多环芳烃含量的关系 |
| 5.1.4 氨氮与多环芳烃的相关性 |
| 5.1.5 重金属与多环芳烃的相关性 |
| 5.2 河岸带中多环芳烃的聚类分析 |
| 5.2.1 R型聚类分析 |
| 5.2.2 Q型聚类分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 河岸带土壤中多环芳烃的迁移转化室内试验 |
| 6.1 辽河干流沈阳段土壤介质对萘、芘的吸附规律研究 |
| 6.1.1 吸附动力学实验 |
| 6.1.2 吸附热力学实验 |
| 6.2 辽河干流沈阳段土壤介质对萘、芘的解吸规律研究 |
| 6.2.1 解吸动力学实验 |
| 6.2.2 解吸热力学实验 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 风险评价 |
| 7.1 生态风险评价 |
| 7.1.1 污染评价 |
| 7.1.2 生物毒性风险评价 |
| 7.2 人体健康风险评价 |
| 7.2.1 多环芳烃危害性的评估 |
| 7.2.2 剂量效应的评估方法 |
| 7.2.3 暴露评价 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（10）土壤—植物系统中PAHs检测方法和分布规律（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 土壤多环芳烃(PAHs)污染 |
| 1.2.1 土壤中PAHs来源 |
| 1.2.2 土壤PAHs污染现状 |
| 1.3 土壤和植物样品中PAHs的检测方法 |
| 1.3.1 样品预处理技术 |
| 1.3.2 PAHs分析技术 |
| 1.4 植物对PAHs吸收作用 |
| 1.4.1 根吸收 |
| 1.4.2 茎叶吸收 |
| 1.4.3 影响植物吸收PAHs的因素 |
| 1.5 土壤中PAHs降解 |
| 1.5.1 微生物对土壤中PAHs降解作用 |
| 1.5.2 植物促进土壤中PAHs降解 |
| 1.5.3 植物-微生物联合作用去除土壤中PAHs |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 1.7 研究目标及技术路线 |
| 第二章 高效液相色谱/紫外-荧光检测器串联检测土壤和植物样品中PAHs |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试剂与仪器 |
| 2.1.2 样品采集和预处理 |
| 2.1.3 样品的提取和净化 |
| 2.2 结果分析与讨论 |
| 2.2.1 HPLC分析特征 |
| 2.2.2 土壤样品 |
| 2.2.3 植物样品 |
| 2.3 结论 |
| 第三章 种植植物土壤中PAHS残留作用 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 土壤中PAHs分析 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 ∑PAHs残留规律 |
| 3.2.2 不同PAHs的残留差异 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 几种植物对土壤中PAHS吸收积累作用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂与仪器 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 植物样品中PAHs分析 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 PAHs污染对植物生长的影响 |
| 4.2.2 植物根和茎叶中PAHs积累 |
| 4.2.3 不同植物对PAHs吸收差异 |
| 4.2.4 不同环数PAHs在植物中的分配 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 附录一 各处理土样中PAHS残留浓度 |
| 附表二 各植物中PAHS含量 |
| 攻读学位期间的学术成果 |
| 致谢 |
四、多环芳烃(PAHs)在土壤-植物系统中的环境行为（论文参考文献）
- [1]多环芳烃污染土壤生物修复研究进展[J]. 郑美林,赵颖豪,苗莉莉,高喜燕,刘志培. 生物工程学报, 2021(10)
- [2]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [3]冻融作用对典型土壤中多环芳烃迁移及生物有效性的影响机制研究[D]. 徐光辉. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2021(02)
- [4]秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响[D]. 张贺. 西北农林科技大学, 2021
- [5]再生水农灌过程中多环芳烃的迁移转化及阻控技术研究进展[J]. 马嘉蔓,马伟芳,董朔瑜. 环境监测管理与技术, 2020(06)
- [6]生物炭对镉—芘复合污染土壤修复效果研究[D]. 陈富凯. 郑州大学, 2020(02)
- [7]蒿柳和平滑白蛋巢菌通过生物互作联合修复多环芳烃污染土壤的机理研究[D]. 马晓东. 中国林业科学研究院, 2020(01)
- [8]铁氧化物复合材料的制备及其修复多环芳烃污染土壤的研究[D]. 王静. 江苏大学, 2019(02)
- [9]辽河干流沈阳段河岸带中PAHs的分布特征及风险评价[D]. 穆怡陶. 沈阳建筑大学, 2019(05)
- [10]土壤—植物系统中PAHs检测方法和分布规律[D]. 刘瑞. 南京农业大学, 2016(04)