一、植物对有机农药的吸收与污染修复研究（论文文献综述）
王沛芳,娄明月,钱进,胡斌[1]（2020）在《农田退水净污湿地对污染物的净化效果及机理分析》文中研究表明通过对望虞河西岸无锡市古市桥河道整治中农田退水净污湿地的水质净化效果的监测,研究农田湿地对稻田退水中氮磷和有机农药的去除效果,并分析了去除机理。结果表明:农田湿地对总氮、总磷和氨氮的去除率平均值分别为60.95%、72.62%和65.97%,对3种典型农药二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵的去除率分别在20.86%～62.33%、17.86%～69.52%和1.31%～61.15%范围内;水体中氮磷可以通过透水坝物理拦截过滤作用、基质吸附作用、微生物代谢作用和植物吸收利用来去除;农田湿地对污染物去除率与各级透水坝所用填料介质密切相关,各级湿地池对污染物去除无显着性差异;水体中农药去除途径较为单一,主要依靠填料表面功能微生物的作用,且第一级透水坝对农药去除率显着低于后两级。
李明[2]（2020）在《纳米颗粒物对典型农药在土壤-植物中迁移和生物有效性的影响机制研究》文中提出本论文中,将纳米颗粒物与农药同时添加到土壤中,分别探索了纳米颗粒物对农药在土壤-植物体系中迁移转化以及生物有效性的影响及机制。在纳米颗粒物对农药在土壤-植物体系中迁移转化影响及机制的试验中,首先将一系列不同浓度（10、100和1000 mg/kg）的环境友好型纳米颗粒物（纳米生物碳）与常用的一种农药（五氯硝基苯,1000 ng/g）同时添加到土壤中种植小白菜,在不同时间点采样,测定小白菜根部与叶部五氯硝基苯的浓度。与五氯硝基苯处理组相比,复合处理组中小白菜根部五氯硝基苯浓度显着增加;但是在纳米碳浓度达到1000 mg/kg时,小白菜叶部五氯硝基苯浓度最低。结果表明,纳米碳可以作为污染物载体促进小白菜对五氯硝基苯的吸收。并且五氯硝基苯可以从小白菜的根部转移到叶部,与此同时,高浓度的纳米碳（1000 mg/kg）会抑制这一转移过程,原因可能是因为高浓度的纳米碳会堵塞植物的导管,抑制了吸附着五氯硝基苯的纳米碳向植物叶部的迁移。然后将对植物有毒性作用的纳米Cu O（10、50、100 mg/kg）与常用的一种农药（联苯菊酯,200 ng/g）同时添加到土壤中种植油菜,在不同时间点采样,测定油菜根部与叶部中铜离子与联苯菊酯的浓度。与单独联苯菊酯处理组相比,添加低浓度纳米Cu O（10、50 mg/kg）时,油菜根部与叶部中联苯菊酯的浓度没有显着性增加。但是当纳米Cu O浓度达到100 mg/kg时,复合处理组中油菜根部与叶部中联苯浓度显着增加。结果表明,高浓度的纳米Cu O会给油菜根部带来氧化损伤,然而纳米Cu O和联苯菊酯对油菜的生长没有影响。低浓度纳米Cu O不会促进联苯菊酯进入植物根部,而高浓度纳米Cu O会促进联苯菊酯进入植物根部,原因可能是高浓度的纳米Cu O会破坏植物根部细胞,从而使更多的联苯菊酯进入植物体内。另外,联苯菊酯同样可以通过在蒸腾流的作用向叶片中迁移,在植物体内的铜元素不会影响这一行为。在纳米颗粒物对农药的生物有效性影响及机制的试验中,首先利用蚯蚓（赤子爱胜蚓）培养试验来研究两种农药（五氯硝基苯、甲基立枯磷）的生物有效性。将蚯蚓暴露在添加一系列不同农药浓度（0.01、0.1、1、10 mg/kg）的人工土壤中,在第1、3、7、14天,采样测定蚯蚓体内农药的浓度以及生物标志物（活性氧自由基、超氧化物歧化酶、丙二醛）的含量。研究结果表明,蚯蚓体内农药的富集浓度可以代表污染物（农药）的环境生物有效性。同时,在蚯蚓经过一段时间的暴露后,蚯蚓体内活性氧自由基、丙二醛等生物标志物的变化与土壤中农药浓度及蚯蚓体内农药浓度呈正相关,表明这些指标可反映农药的毒性生物有效性。环境生物有效性与毒性生物有效性的关系表明蚯蚓培养试验可以表征农药的生物有效性。然后将两种不同浓度（10、50、250 mg/kg）的纳米颗粒物（纳米Cu O与纳米Zn O）与联苯菊酯（100μg/kg）分别添加到土壤中培养蚯蚓21天,在7、14、21天采样测定蚯蚓体内重金属、联苯菊酯、以及生物标志物的含量。与单独联苯菊酯处理组相比,添加了纳米颗粒物的复合组中蚯蚓体内联苯菊酯的浓度显着增加,其中当纳米Cu O和纳米Zn O浓度达到250 mg/kg时,复合污染物处理组中联苯菊酯的浓度达到23.2μg/g和28.9μg/g,分别是联苯菊酯单独处理组的2.65和3.32倍。结果表明纳米颗粒物促进了联苯菊酯从土壤向蚯蚓的转移,吸附试验结果显示这种现象不能用纳米颗粒物的“载带效应”来解释。纳米颗粒物可以毒害蚯蚓体腔细胞并破坏了体腔,蚯蚓通过体腔吸收疏水性化学物质（联苯菊酯）,因此更多的联苯菊酯通过受伤的体腔进入到蚯蚓体内。复合污染处理组中蚯蚓体内的Cu2+或Zn2+的富集增加反过来证实了这一假设。在个体毒性试验中,联苯菊酯和纳米颗粒物均引起蚯蚓的氧化损伤,而二者复合污染引起的毒性效应高于单独污染物。然后将两种不同浓度（10、50、250 mg/kg）的纳米颗粒物（纳米Cu O与纳米Zn O）与五氯硝基苯（100μg/kg）分别添加到土壤中培养蚯蚓21天,在7、14、21天采样测定蚯蚓体内重金属、五氯硝基苯、以及生物标志物的含量。与单独五氯硝基苯处理组相比,添加了纳米颗粒物的复合组中蚯蚓体内五氯硝基苯的浓度显着增加,同样观察到当纳米Zn O和纳米Cu O浓度达到250 mg/kg时,复合污染物处理组中五氯硝基苯的浓度达到21.7μg/g和27.5μg/g,分别是五氯硝基苯单独处理组的2.47和3.13倍。纳米颗粒物（纳米Zn O和纳米Cu O）的存在有助于蚯蚓积累五氯硝基苯,从而提高了土壤中五氯硝基苯的生物有效性。纳米颗粒物和五氯硝基苯对蚯蚓体腔细胞的损伤是由于体腔细胞产生过量ROS所致。在个体试验中,纳米颗粒物和五氯硝基苯对蚯蚓造成氧化损伤,导致污染物处理组ROS的含量增加。由此,本论文假设纳米颗粒物的存在会给蚯蚓带来毒害作用,损伤了蚯蚓的体腔,从而增加了蚯蚓体内五氯硝基苯的富集,增加了土壤中五氯硝基苯的生物有效性。目前大部分研究纳米颗粒物对有机污染物在环境-植物体系中迁移转化以及环境中生物有效性的影响与机制都集中在水培试验中或者水环境中,本试验创新性模拟了实际种植（土壤种植）过程中农药的迁移转化,其科学意义体现在以下两个方面:（1）探索纳米颗粒物对农药在植物和蚯蚓体内富集的影响,揭示纳米颗粒物对土壤中农药生物有效性的影响机制。（2）建立纳米颗粒物与农药在植物体内与蚯蚓体内富集的关系,为环境中复合污染的综合评估提供新思路。
马畅,刘新刚,吴小虎,董丰收,徐军,郑永权[3]（2020）在《农田土壤中的农药残留对农产品安全的影响研究进展》文中认为农田土壤中的农药污染是威胁农产品安全的重要因素之一。在病虫草害的化学防治过程中,田间施用的农药最终会进入土壤环境并在其中转化积累,导致农田土壤环境污染。农作物能够通过根部吸收将土壤中的农药转运至植物体的各个器官和组织中,造成农产品中的农药残留,影响农产品质量和安全。本文系统地综述了土壤中农药残留进入植物体的途径,指出了可能影响土壤中农药进入植物体的内外因素,着重强调了其对农产品安全存在的潜在威胁,并针对农田土壤污染的治理和此类食品安全问题的防范提出了合理的建议。最后展望了未来研究应该关注的问题和方向。
彭广生[4]（2020）在《人工湿地去除β-HCH的细菌群落特征及环境因子影响研究》文中研究说明有机氯农药是环境中典型的持久性有机污染物,具高毒、持久、生物积累性、远距离迁移性的特点。近年来国内外研究学者对自然环境中有机氯农药的检测,发现仍能从各类环境中检测到较高的有机氯农药残留,其中β-HCH占到较高的比例,在全球范围引起人们的关注。目前研究表明,人工湿地在减少农业径流中的杀虫剂、悬浮物和营养物等污染物方面具有较大潜力。本文构建了4种不同植物的垂直潜流式人工湿地装置,研究了人工湿地基质、植物和微生物对β-HCH的去除过程,通过高通量测序,分析微生物群落结构变化与β-HCH降解的耦合关系。此外,结合人工湿地运行中环境因子的变化情况,分析其对湿地细菌群落组成的影响,主要结论如下:（1）不同植物两个季节人工湿地系统对水中的β-HCH平均去除率为90.86%～98.17%,基质的吸附作用是人工湿地水中β-HCH去除的主要途径。微生物抑制剂对基质中的β-HCH去除影响较大,投加微生物抑制剂组湿地比未投加微生物抑制剂组湿地含量高0.83～4.26μg/kg。不同植物的BCF值具有显着差异（P<0.05）,两个季节均是美人蕉对β-HCH吸收贡献最大。美人蕉在冬季表现出最好的去除效果,在夏季则是菖蒲的表现出最好的去除效果,人工湿地在夏季能更有效的去除β-HCH。（2）细菌群落多样性指数分析结果表明,冬季各阶段的微生物多样性指数未出现明显差异,夏季与未投加β-HCH前相比主要表现为增加,两季所能检测到的Chao1和Ace指数具有显着差异（P<0.05）,细菌群落多样性从高到低分别是美人蕉、菖蒲、再力花、无植物组、梭鱼草。80个样品通过高通量测序共得到细菌77门、96纲、177目、311科、704属、482种。在细菌群落门结构的组成上,主要包含变形菌门、绿湾菌门、酸杆菌门、六核杆菌门、放线菌门、厚壁菌门。属水平在冬夏两季物种组成差异较大,拟杆菌门和放线菌门、芽孢杆菌属和鞘氨醇单孢菌属相对于其他菌属在β-HCH污水中具有较好的耐药性,可能在有机氯农药β-HCH去除中起到不可忽视的作用。冬季人工湿地细菌群落结构差异较大,夏季,同一阶段细菌群落结构差异较小。从植物种类上看,再力花湿地差异最小,梭鱼草次之,而菖蒲和美人蕉的差异最大。（3）环境因子与细菌多样性指数的Spearman分析表明,影响人工湿地细菌多样性的主要环境因子为温度、DO、土中β-HCH、pH。温度、土壤中的β-HCH、水中β-HCH、DO是影响冬季人工湿地主要属类细菌分布的主要因素,土壤中β-HCH、DO、土中TP、水中β-HCH是影响夏季湿地中主要属类细菌分布的主要因素。
吴文霞[5]（2019）在《具有自净功能的棕地景观设计研究》文中研究指明土地资源是与人类生存与发展密不可分且息息相关的物质基础。然而,我国的工业化发展在推进城市更新的同时,也使土地资源遭到了严重污染,在众多污染中工业所造成的重金属污染对场地水土的危害尤为严重。这种污染也逐渐激化了人们对污染场地的矛盾。然而棕地并不是以土地的形式孤立存在的,常常与周边水系相互影响,重金属土地污染通过食物链、河流、地下水的转移。这对人类生存生活环境的多个层面构成了严重的威胁,这些危害可以直接危及生命健康,限制城市前进的脚步,阻碍社会的永续发展。因此,研究如何治理修复棕地中的重金属污染变得迫在眉睫。又因为我国当下正处于快速转型和寻求进一步发展的重要时期,而工业用地被污染乃至废弃成为城市内部转型的重要矛盾,也成为城市废弃地再利用再开发的一大难题。国家层面高度重视影响城市转型升级的因素,将棕地修复设为国家环境保护“十二五”中需要重点支持的工作,并于2015年在中央城市工作会议上提出“城市双修”的理念想法,鼓励提倡用绿色生态的方法去修复治理棕地的污染,从而实现城市修补和生态修复的环境策略。故本文就我国国情,综合我国气候环境和棕地场地情况,针对重金属污染棕地进行生态修复的研究,提出具有自净功能的棕地,其核心就是利用生态的方法去净化棕地中的重金属污染,从而激活水土中的自净能力。由于重金属污染至今没有太好的治理办法,目前植物吸收净化是最好的方式,本文把植物净化场地水土污染和景观提升相融合,在满足净化功能的同时具有最佳的景观效果,使棕地的场地污染治理具有美感、文化感、设计感。对此,笔者从三个方面展开论文。首先,对国内外棕地的发展和以又的理论案例进行分析,对棕地污染类型及具体净化治理办法进行研究归纳总结,分析其优点及不足。然后,对棕地的面积、结构等各方面进行分析,选取具有代表性的镉、铜、铅、锌四种重金属污染进行净化植物的筛选。在此基础上,结合我国特有的气候和污染分区位置进行归纳总结进行植物配置,根据场地水、土分布位置总结净化植物在配置时平面维度和竖向维度的规律要点,按必存水区域、临时淹没区域、近水区域和远水区域来配置具有净化功能的植物。其次,在满足净化功能的前提下根据美学原则对景观进行营造方法的总结和归纳。从而使净化技术和美学达到融合,提升场地承载力,更好的激活场地的自净功能。最后,以我国具有代表特色的重庆钢铁厂旧址棕地治理为例,分析将净化植物的筛选、配置、营造方法在项目中实践应用。以期在生态学相关理论的指引下进行设计,将技术和艺术进行融合提升,来满足人们对安全环境的需要以及对具有自净功能且低污染环境的渴望。
赵梦云[6]（2019）在《人工湿地中酰胺类农药降解的植物作用机制》文中研究指明为了强化人工湿地对酰胺类农药的降解,研究了湿地中植物作用机制。建立了液体样品和固体样品的前处理方法以及异丙甲草胺液相色谱分析方法;通过批次实验,研究了植物对农药的降解动力学,并探讨了农药对植物叶绿素荧光特性、生长特性和酶活性的影响;通过人工湿地模拟实验,研究了植物种植对人工湿地常规污染物和异丙甲草胺降解效果、空间分布规律和降解途径的影响机制。研究结果如下:（1）针对液体样品和固体样品（植物、土壤）中异丙甲草胺的分析,建立了离心-过滤-高效液相色谱联用（CE-FI-HPLC）以及固相萃取-高效液相色谱联用（SPE-HPLC）的方法。通过实验优化,得出高浓度异丙甲草胺（200μg/L-20 mg/L）的色谱分析条件为:流动相比例为乙腈:水=60:40、1 mL/min的流速、柱温30℃、进样量20μL;低浓度异丙甲草胺（2-200μg/L）的色谱分析条件为:流动相比例为乙腈:水=70:30、0.4 mL/min的流速、进样量100μL。（2）植物的存在能够提高反应体系对农药的降解效果,植物+农药组对异丙甲草胺的去除率比农药组高23.4%,而且植物对酰胺类农药的降解符合一级动力学方程C/C0=1.1434 e-0.0545t。农药的存在对植物具有胁迫作用,植物的叶绿素荧光参数Fo、Fm、Fv/Fm、Y、ETR、qP和qN值比初始值分别下降了79.6%、93.2%、96.8%、85.4%、93.1%、96.8%、95.8%。此外,农药对植物的胁迫程度超过了抗氧化酶的清除速度,植物+农药组中植物体内的超氧化物歧化酶（SOD）和谷胱甘肽还原酶（GR）呈现出先增加后减少的趋势,过氧化物酶（POD）和过氧化物（CAT）呈现出先减少后增加的趋势,而丙二醛（MDA）的含量则显着增加。（3）植物的存在强化了人工湿地对农药降解的能力,种植植物的人工湿地对农药的平均去除率（54.4±20.5%）大于无植物人工湿地（46.0±21.8%）（P>0.05）。而温度的降低则会减弱两组人工湿地的农药降解能力,种植植物和无植物人工湿地对农药的平均去除率随着温度的降低分别降低了31.63%、28.36%。此外,沿着水平沿程距离的增加,两组人工湿地内异丙甲草胺的浓度均逐渐降低;但两组湿地却具有不同的异丙甲草胺纵向去除规律,种植植物湿地对农药的去除主要集中在植物根系生长的中上层,而空白湿地对农药的去除则随着填料深度逐渐展开。通过对人工湿地中农药的降解进行量化分析可知,植物不仅能够直接吸收去除农药（9.56μg/m2）,而且能提高湿地基质对农药的吸附和积累（1.67μg/m2 vs 0.76μg/m2）。（4）运用冗余分析（RDA）可知,湿地对异丙甲草胺的去除与湿地内部环境因子、进水各污染物浓度、各污染物去除量以及植物生长特性具有较好的相关性。其中环境因子ρ（DO）、T、pH与农药去除率呈正相关且相关性依次减小,进水中NH4+-N、TN、农药、TP浓度也与农药去除率呈正相关且相关性依次增大。此外,农药去除率还与TP、TN、NH4+-N去除率以及植物茎高呈正相关且相关性依次减小。
刘易斯[7]（2019）在《十四烷浓度对植物修复Cd-十四烷复合污染土壤的影响研究》文中提出重金属-有机污染物复合污染土壤是复合污染的重要污染形式,植物修复广泛应用于重金属或有机污染物污染土壤修复,因具有成本低、环境友好等优点而倍受关注。重金属和有机污染物的化学特性差异巨大,修复机制存在巨大差异,因此,同一种植物往往不能同时修复重金属和有机物污染物。土壤镉污染是一种常见的土壤污染问题,且大多数为中低度污染,石油污染也是一个严重的环境问题,而在镉-石油烃复合污染土壤中,石油烃浓度对植物修复镉和石油烃的效率影响如何仍然未知。因此,本研究以镉-十四烷复合污染土壤为研究对象,研究在中度（2 mg/kg）镉污染土壤中,十四烷浓度对不同植物、根际土壤和镉-十四烷去除的影响。具体研究结果如下:（1）十四烷胁迫对植物生长和生理特征的影响十四烷对植物的生长具有明显的抑制作用,且具有明显的浓度效应。随着十四烷浓度的增加植物株高、干湿重、叶绿素和可溶性蛋白逐渐降低,MDA含量逐渐增加。与黑麦草相比,蓖麻所受抑制作用更加显着。黑麦草较蓖麻对十四烷具有较强的耐性,黑麦草体内CAT和POD对十四烷胁迫起到较强的抗氧化保护作用,蓖麻体内SOD对十四烷胁迫具有一定的抗氧化保护作用。（2）十四烷浓度对植物营养元素吸收的影响十四烷的添加显着促进黑麦草和蓖麻地上、地下部分对锰离子的吸收;抑制黑麦草和蓖麻地上部分对铁和镁的吸收,促进黑麦草和蓖麻地下部分对铁和镁的吸收,随着十四烷浓度的增加,地下部分铁和镁的吸收量逐渐减少。相关性分析发现,蓖麻镁含量与植物干重和叶绿素含量显着相关,十四烷抑制植物对镁离子的吸收可能是抑制植物生长的一个重要原因。（3）十四烷对植物根际土壤理化性质的影响种植植物显着降低土壤pH,提高土壤电导率,随着十四烷浓度的增加,黑麦草处理pH逐渐增加,电导率逐渐降低,蓖麻处理pH逐渐降低,电导率逐渐增加。随着十四烷浓度的增加,种植植物后土壤NO3--N、P和K含量逐渐降低,而NH4+-N含量基本呈逐渐增加趋势。微生物量C和微生物数量均随十四烷浓度增加而逐渐降低;十四烷浓度对蓖麻处理土壤过氧化氢酶活性没有显着影响,而在黑麦草处理,随着十四烷浓度的增加,过氧化氢酶活性逐渐增加。未种植植物时,十四烷的添加使土壤生物有效态Cu、Na、Ca离子浓度增加,种植了植物后土壤生物有效态Zn、Mg离子明显增多,Mn、Na、Ca离子明显减少。（4）未种植植物时,十四烷的添加使土壤中生物有效态镉含量逐渐增加。低浓度十四烷处理促进黑麦草对镉的吸收,高浓度十四烷促进蓖麻根对镉的富集。黑麦草的Cd转运系数和富集系数均随十四烷浓度增加而逐渐降低,蓖麻处理Cd转运系数和富集系数均随十四烷浓度增加而逐渐增加,但黑麦草处理Cd转运系数和富集系数均显着大于蓖麻,但随着十四烷初始浓度的增加,十四烷的去除率逐渐降低,且黑麦草处理去除率比蓖麻处理略高。综上可以发现,黑麦草对十四烷具有较高的耐性,在十四烷浓度不大于1%的污染土壤中均能正常生长,对镉具有较高的富集能力,可见,黑麦草具有用于修复含镉-十四烷复合污染土壤的巨大潜力。
刘国翠[8]（2019）在《不同土壤污染源对生物的毒理研究》文中研究表明随着工业化和农业化生产的发展,全球土壤污染日趋严重。前期调研发现土壤污染物主要包括有机污染物、无机污染物、生物污染物。其中有机物中的农药及无机物中的重金属对土壤污染较为严重。而生活在土壤中的动植物,会不断地从土壤环境中主动、被动地吸收土壤污染物。为了进一步阐明土壤污染物对动植物的影响,因此本课题就以下两个方面进行研究:第一部分有机污染物对棘跳虫的毒理研究本研究主要探究了DDT胁迫对棘跳虫的毒理研究。本实验首先使用不同浓度滴滴涕处理棘跳虫检测棘跳虫的死亡率及其DNA损伤。利用彗星实验法,观察彗星尾长、尾距以及尾部DNA的百分含量,得出不同滴滴涕胁迫下DNA的损伤程度的变化;通过统计学分析,总结滴滴涕胁迫与死亡率之间的剂量-效应关系。实验结果发现:（1）DDT对棘跳虫24、48、72与96h的半数致死浓度分别为31.83、24.28、17.15和13.93μg/L;棘跳虫死亡率随着DDT浓度升高呈现上升的趋势。（2）不同浓度的DDT暴露均能引起棘跳虫细胞DNA的损伤,其最大损伤程度可达3级,且彗星尾长、尾距及彗星尾部DNA含量变化与DDT浓度有显着的剂量-效应关系。因此我们得出结论:棘跳虫死亡率与DDT浓度呈现明显正相关,随DDT暴露时间的延长,其LC50呈现下降趋势;滴滴涕的胁迫与DNA的损伤程度呈现出一定的剂量-效应关系。第二部分无机污染物对植物的毒理研究首先我们探究了两种重金属（钴、镍）对四种不同植物（西伯利亚鸢尾、菖蒲、香蒲和芦苇）的胁迫,并在胁迫过程中发现不同重金属的耐受性植物不同;进而筛选出重金属Co和Ni的超积累植物,进行了后续的研究,即利用重金属富积植物对土壤进行修复。在本研究中我们想探究不同浓度重金属对四种植物的影响,并系你不探索不同重金属的富集植物和土壤修复。我们通过水培实验,分别对置于不同浓度的重金属下的四种植物进行胁迫,测定株高、吸水率、干物质的变化以及各器官重金属的含量等。并利用SPSS for windows统计软件进行相关与回归分析、单因素方差分析等。实验结果显示:（1）在镍胁迫下,西伯利亚鸢尾生物量的变化趋势不明显,香蒲生物量逐渐增加;钴对西伯利亚鸢尾和菖蒲的毒害随着浓度的增高而加重,生物量下降。（2）西伯利亚鸢尾根吸收的Ni、Co大多转运至地上部,而菖蒲根吸收的Ni、Co多滞留在根部。（3）西伯利亚鸢尾累积重金属Ni的能力远远高于菖蒲累积能力;西伯利亚鸢尾累积重金属Co的能力远远高于菖蒲累积能力。综上所述,本研究进一步揭示了动物及植物的各项生理指标都会随着重金属浓度的变化而改变,并且植物对不同的重金属具有不同的耐受性,同时我们发现西伯利亚鸢尾和香蒲是Ni超累积植物,西伯利亚鸢尾和菖蒲可作为Co的超累积植物。因此可以将这些超累积植物作为重金属土壤污染的修复作物,为改善环境做出指导意义。
梁雄伟[9]（2017）在《阿什河流域滨岸缓冲带结构设计及功能强化技术》文中研究指明当点源污染的有效控制后,面源污染成为影响流域水环境质量的主要污染来源。滨岸缓冲带因其在面源污染传输过程中的重要地位,是世界公认的阻隔面源污染的有效屏障,但由于我国滨岸缓冲带普遍存在功能面积或宽度不足、破碎化程度高、时空分布格局与功能并不匹配等问题,导致我国大部分滨岸缓冲带对面源污染物净化功能低下,严重影响了地表水体健康。阿什河流域是一条以农业面源污染为主要的典型河流,以此为研究对象,科学解析河流的缓冲带空间格局及优化配置方案,同时结合缓冲带功能强化技术手段,是改善小流域滨岸缓冲带生态功能,降低面源污染入河负荷,提升小流域水环境质量的有效方法,可为全国范围内的相似流域提供重要的理论与技术参考。本研究以滨岸缓冲带为研究对象,旨在生物强化及化学强化为研究手段,通过滨岸缓冲带功能强化及优化空间配置,力图为我国面源污染物质去除及地表水体健康做出贡献。本文认为滨岸缓冲带的功能能够通过生物及化学的方法进行强化,且通过滨岸缓冲带宽度的优化设计能够有效的阻隔面源污染,以下是本文的主要内容。为有效诊断阿什河流域滨岸缓冲带分布与功能的匹配性问题,对其空间分布进行解析。按照行政边界、土壤分布、土地利用分布、坡度分布度及功能定位的差异性将阿什河流域划分成5个功能区,在功能分区的基础上进行卫星影像分析。结果显示阿什河流域5个功能分区内的滨岸缓冲带呈现出明显的空间异质性,在功能区1、2中,滨岸缓冲带分布密集、面积广泛、空间连续性高;功能区3、4、5中滨岸缓冲带缺失、离散破碎化程度高、面积不足,现有的空间格局状况与其功能需求不匹配。针对阿什河流域滨岸缓冲带功能低下的问题,对滨岸缓冲带分别进行生物强化及化学强化的研究。首先,优选三种冷季型禾草早熟禾、高羊茅与匍匐剪股颖的经济性、生长特性、光合作用效率以及对面源污染的去除效果,结果显示早熟禾具有更好的建植和净化效能,是一种适合在中国东北寒冷地区建植的优良缓冲带植被。其次,为优化滨岸缓冲带微生物群落结构及功能,本文应用高通量454分子测序技术对滨岸缓冲带中微生物的群落进行分析。结果表明在原生环境中致病菌富集（气单胞菌属含量9.7%、拟杆菌门含量6%）,说明滨岸缓冲带中需要进行群落结构干扰与调整。同时对滨岸缓冲带中的真菌分析时发现丛枝菌根真菌（AMF）为原始土着菌,但含量较低,不利于功能发挥。利用AMF生物菌剂对滨岸缓冲带进行强化,采用摩西球囊霉菌与根内球囊霉菌1:1混合菌群对缓冲带进行强化,加入的量为300g/m2。结果表明,加入AMF生物菌剂后,AMF的含量比没有添加之前显着增加,且真菌的种类有所减少。经过强化的滨岸缓冲带在TN、TP及有机农药阿特拉津的去除方面,是普通滨岸缓冲带去除率的1.20、1.10及1.11倍。为进一步提高滨岸缓冲带的截留净化功能,采用N-S-Ti O2NCs/Ti O2 NTs-AC/PTFE组成的光辅电催化系统对滨岸缓冲带进行化学强化。经过化学材料强化的滨岸缓冲带,在TN、TP及有机农药阿特拉津的去除方面,分别是未强化滨岸缓冲带去除率的2.35、2.07及6.97倍。利用SWAT模型对阿什河流域中对地表水体影响较大的区域（河流两岸1200m）中的面源污染负荷进行计算。结果表明,功能区1、2中的污染负荷较低,功能区3、4、5污染负荷较高。在污染负荷的基础上,计算出地表径流在流到滨岸缓冲带边缘时面源污染物的浓度。结果显示功能区1中滨岸缓冲带安全宽度为19.3m,功能区2中滨岸缓冲带的安全宽度为36.13m,功能区3中滨岸缓冲带的安全宽度为36.91m、功能区4中滨岸缓冲带的安全宽度为47.96m、功能区5中滨岸缓冲带的安全宽度为61.4m。结合上述研究,在结构设计方面,针对阿什河两岸缓冲带实际空间问题,对阿什河流域滨岸缓冲带进行优化。功能区1、2中滨岸缓冲带状态较好,面源污染负荷较低,主要采取修复破损滨岸缓冲带至对应安全宽度;在功能区3、4、5中,其滨岸缓冲带的评价结果为一般状态,且负荷较高,主要采取生物强化与化学强化相结合的方法。在功能区3中人口比较密集,主要应用生物强化,将滨岸缓冲带的宽度提升至33.55m,进行生物强化;在功能区4中,将滨岸缓冲带的宽度提升至41.01m,然后进行生物强化;在功能区5中,对滨岸缓冲带进行生物强化,使其宽度提升至55.87m,在人口密度较低的农田密集的地方,将滨岸缓冲带提升至29.69m,应用化学强化,在个别区域可以进行生物与化学相结合的方法。
段燕青[10]（2014）在《三种植物对PAHs、Cu、Cd污染土壤修复潜力的研究》文中进行了进一步梳理复合污染是土壤污染的一种常见现象,有关重金属（HM）和持久性有机物（如多环芳烃,PAHs）的复合污染已有很多报道。与物理化学修复相比,植物修复成本低、无二次污染,具有研究意义。本文通过盆栽实验,重点从植物生长状况、生理效应、重金属的吸收累积、菲芘的降解等角度研究PAHs、Cu、Cd单一及复合效应对高丹草、玉米、黑麦草的生长影响,以及高丹草、黑麦草、玉米修复PAHs、Cu、Cd污染土壤的潜力,结果表明:（1）高丹草能在5～500 mg·kg-1菲芘污染土壤中正常生长,明显增强土壤中菲、芘污染物的降解率。60天后,植物-土壤系统中菲、芘的平均降解率为67.41%和53.11%,与对照相比,菲芘平均降解率分别高出14.3 0%及9.34%,同时还增强土壤脲酶及多酚氧化酶的活性。（2）高丹草、玉米、黑麦草均能在Cu、Cd、PAHs单一及复合污染土壤中生长,单一污染物时污染物浓度是影响植物生物量的重要因素。低浓度Cu-Cd、Cu-PAHs复合污染对植物的毒害起拮抗作用,而中、高浓度下变为协同作用;Cd-PAHs、Cu-Cd-PAHs复合污染对植物的毒害起协同作用;黑麦草对PAHs、Cu、Cd单一及复合污染的耐性强于高丹草及玉米。（3）PAHs、Cu、Cd单一及复合污染对高丹草、玉米、黑麦草叶绿素具有一定影响,单一污染物时污染物浓度是影响叶绿素的重要因素。低浓度铜-镉、铜-多环芳烃复合污染提高植物叶绿素含量,而镉-多环芳烃、铜-镉-多环芳烃及高浓度的铜-镉、铜-多环芳烃复合污染均会降低叶绿素的含量。（4）PAHs、Cu、Cd单一及复合污染下,三种植物都具有富集铜、镉的能力,且对镉的富集大于铜,玉米和黑麦草对各污染土壤中铜、镉的富集大于高丹草;植物对铜-镉复合污染土壤中铜的富集大于单一铜污染,而对镉的富集小于单一镉污染;低浓度铜-多环芳烃污染促进高丹草、玉米对铜的富集,而高浓度下变为抑制,但黑麦草对低中高浓度的铜-多环芳烃复合污染中铜的富集均大于单一铜污染;植物对镉-多环芳烃复合污染土壤中镉的富集小于单一镉污染;植物对铜-镉-多环芳烃污染中铜、镉的富集均小于铜-镉污染。（5）三种植物对各污染土壤中菲、芘都具有较高的降解率,植物对低浓度铜-镉复合污染中PAHs的降解率高于单一 PAHs污染,而镉-多环芳烃、铜-镉-多环芳烃及高浓度的铜-多环芳烃污染都会降低植物对多环芳烃的降解,同时,黑麦草对各污染下多环芳烃的降解均强于高丹草和玉米。本文中所研究的高丹草、玉米、黑麦草均不是铜及镉的超富集植物,但三种植物均能在PAHs、Cu、Cd单一及复合污染土壤中生存,表现出较强的耐性,且植株体内铜、镉富集量较高、生长迅速、生物量大,对土壤中多环芳烃也有较高的降解率,因此,三种植物对PAHs、Cu、Cd单一及复合污染均具有较大的修复潜力。同时,黑麦草对铜镉的富积能力、污染土壤的耐性及PAHs的降解能力均强于玉米和高丹草,说明其对PAHs、Cu、Cd单一及复合污染土壤修复的潜力更大。
二、植物对有机农药的吸收与污染修复研究（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、植物对有机农药的吸收与污染修复研究（论文提纲范文）
（1）农田退水净污湿地对污染物的净化效果及机理分析（论文提纲范文）
| 1 试验方法 |
| 1.1 湿地概况 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 测样指标与测量方法 |
| 1.3.1 水质指标测量 |
| 1.3.2 基质材料吸附试验 |
| 1.3.3 基质表面微生物群落结构测量 |
| 1.3.4 湿地植物对污染物吸收量测量 |
| 1.4 数据分析方法 |
| 1.4.1 水质指标 |
| 1.4.2 基质材料吸附试验 |
| 1.4.3 基质表面微生物群落结构 |
| 1.4.4 湿地植物对污染物吸收量 |
| 2 试验结果与分析 |
| 2.1 湿地系统对污染物的去除效果 |
| 2.1.1 湿地系统对氮磷的去除效果 |
| 2.1.2 湿地系统对有机农药的去除效果 |
| 2.2 污染物逐级截留净化 |
| 2.2.1 污染物沿各级湿地池去除规律 |
| 2.2.2 不同介质透水坝对污染物的净化效果 |
| 3 湿地各组分的净化作用分析 |
| 3.1 基质对污染物的吸附能力 |
| 3.2 植物吸收对污染物的去除作用 |
| 3.3 各基质表面功能微生物群落组成 |
| 4 结 论 |
（2）纳米颗粒物对典型农药在土壤-植物中迁移和生物有效性的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语与缩略语表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纳米颗粒物简介 |
| 1.1.1 纳米材料概述 |
| 1.1.2 人工纳米颗粒物在植物体内的富集、迁移及毒性效应 |
| 1.2 农药简介 |
| 1.2.1 农药的分类 |
| 1.2.2 农药的危害 |
| 1.2.3 典型农药的研究进展 |
| 1.3 污染物的生物有效性简介 |
| 1.4 国内外研究现状 |
| 1.4.1 纳米颗粒物对有机污染物的吸附行为研究 |
| 1.4.2 有机污染物在植物体内的富集、迁移研究 |
| 1.4.3 纳米颗粒物对农药在土壤-植物中迁移影响的研究 |
| 1.5 选题背景 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 1.7 研究内容、技术路线 |
| 1.7.1 纳米颗粒物对农药在土壤-植物体系迁移的影响 |
| 1.7.2 纳米颗粒物对农药生物有效性的影响研究 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料、仪器和试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 农药在土壤中的吸附实验 |
| 2.2.2 盆栽模拟实验 |
| 2.2.3 人工土壤培养蚯蚓测定生物有效性实验 |
| 2.2.4 样品采集、前处理及测定 |
| 2.2.5 蚯蚓体内各生物标志物的测定 |
| 2.2.6 植物体内金属离子浓度的测定 |
| 2.2.7 蚯蚓体内金属离子浓度的测定 |
| 第三章 纳米颗粒物对农药在土壤植物体系迁移的影响机制研究 |
| 3.1 纳米碳对PCNB在土壤-小白菜中的迁移运转的影响 |
| 3.1.1 引言 |
| 3.1.2 材料与方法 |
| 3.1.3 结果与讨论 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 纳米CuO对联苯菊酯在土壤-油菜中的迁移运转的影响 |
| 3.2.1 引言 |
| 3.2.2 材料与方法 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.2.4 小节 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 典型农药的生物有效性研究 |
| 4.1 五氯硝基苯的生物有效性研究 |
| 4.1.1 引言 |
| 4.1.2 材料与方法 |
| 4.1.3 结果与讨论 |
| 4.1.4 小结 |
| 4.2 甲基立枯磷的生物有效性研究 |
| 4.2.1 引言 |
| 4.2.2 材料与方法 |
| 4.2.3 结果与讨论 |
| 4.2.4 小结 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 纳米颗粒物对农药的生物有效性影响机制研究 |
| 5.1 纳米颗粒物对联苯菊酯生物有效性的影响机制研究 |
| 5.1.1 引言 |
| 5.1.2 材料与方法 |
| 5.1.3 结果与讨论 |
| 5.1.4 小结 |
| 5.2 纳米颗粒物对五氯硝基苯生物有效性的影响机制研究 |
| 5.2.1 引言 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 结果与讨论 |
| 5.2.4 小结 |
| 5.3 本章总结 |
| 第六章 结论、展望及创新点 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 论文创新点 |
| 6.3 研究中存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
（3）农田土壤中的农药残留对农产品安全的影响研究进展（论文提纲范文）
| 1 植物吸收土壤中农药残留的途径 |
| 2 植物吸收土壤中农药残留的影响因素 |
| 2.1 植物种类的影响 |
| 2.2 农药和土壤的理化性质的影响 |
| 2.3 农药与土壤的结合状态的影响 |
| 3 植物吸收土壤中的农药残留对农产品安全的影响 |
| 4 应对策略及展望 |
| 一是源头控制,即在根源上减少进入土壤的农药量。 |
| 二是阻隔传导,即采用添加外源阻隔物质或者在农田中种植对农药吸附能力大于农作物的植物以阻碍农作物对土壤中农药残留的吸收,以控制其对农作物的污染程度。 |
| 三是对已污染土壤实施土壤修复工程,对未污染土壤加强环境监管。目前针对土壤农药污染研究较多的修复方法就是植物修复。 |
（4）人工湿地去除β-HCH的细菌群落特征及环境因子影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 选题背景 |
| 1.3 有机氯农药概述 |
| 1.3.1 有机氯农药 |
| 1.3.2 有机氯农药六六六 |
| 1.3.3 有机氯农药六六六的污染状况 |
| 1.4 人工湿地去除农药的研究进展 |
| 1.4.1 人工湿地去除农药机理概述 |
| 1.4.2 微生物在人工湿地降解农药中的应用 |
| 1.4.3 人工湿地去除农药的影响因素 |
| 1.5 本课题研究的主要研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 创新点 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 有机氯农药β-HCH的检测 |
| 2.3.1 实验药品及仪器设备 |
| 2.3.2 实验水样、土样和植物样前处理方法 |
| 2.3.3 质量保证与设备控制 |
| 2.3.4 数据统计分析 |
| 2.4 微生物测定方法 |
| 2.4.1 实验样品及设备 |
| 2.4.2 微生物DNA的提取、PCR扩增及纯化 |
| 2.4.3 数据分析和处理 |
| 2.5 常规指标测定方法 |
| 2.5.1 实验药品及仪器设备 |
| 2.5.2 水体中理化指标分析方法 |
| 2.5.3 土壤基质中理化指标分析方法 |
| 2.5.4 数据分析与处理 |
| 第3章 人工湿地对β-HCH的去除过程研究 |
| 3.1 水体中β-HCH的浓度变化 |
| 3.1.1 冬季水体中β-HCH的浓度变化 |
| 3.1.2 夏季水体中β-HCH的浓度变化 |
| 3.2 土壤基质中β-HCH的含量变化 |
| 3.2.1 冬季土壤基质中β-HCH含量变化 |
| 3.2.2 夏季土壤基质中β-HCH含量变化 |
| 3.3 植物体内β-HCH的含量变化 |
| 3.3.1 冬季植物体内β-HCH含量变化 |
| 3.3.2 夏季植物体内β-HCH含量变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 人工湿地中细菌群落结构特征分析 |
| 4.1 人工湿地细菌群落稀释曲线和Alpha多样性分析 |
| 4.1.1 人工湿地细菌群落稀释曲线 |
| 4.1.2 人工湿地细菌群落Alpha多样性分析 |
| 4.2 不同植物根际细菌的群落结构水平分析 |
| 4.2.1 在各分类水平上细菌群落分布情况 |
| 4.2.2 门分类上细菌群落结构分析 |
| 4.2.3 属分类上细菌群落结构分析 |
| 4.3 细菌群落结构相似性和差异性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 人工湿地细菌群落环境因子影响分析 |
| 5.1 人工湿地水体理化指标分析。 |
| 5.1.1 人工湿地水体物理参数变化分析 |
| 5.1.2 人工湿地水体氮磷污染物的去除分析 |
| 5.2 人工湿地土壤基质氮磷含量变化分析 |
| 5.3 环境因子对细菌群落结构组成的影响分析 |
| 5.3.1 环境因子对细菌多样性的影响分析 |
| 5.3.2 环境因子对主要属类细菌分布的影响分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（5）具有自净功能的棕地景观设计研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 关于污染修复技术的研究 |
| 1.2.2 具有自净功能的景观设计研究 |
| 1.2.3 国内外棕地治理现状及进展 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究意义 |
| 1.4.1 治理棕地污染的意义 |
| 1.4.2 水体、土壤自净的意义 |
| 1.4.3 植物营造景观的意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 研究方法 |
| 1.6.1 文献查阅法 |
| 1.6.2 实地调研法 |
| 1.6.3 综合分析法 |
| 1.7 论文研究技术路线 |
| 2.棕地的相关概念及理论 |
| 2.1 相关概念解析界定 |
| 2.1.1 城市棕地的概念 |
| 2.1.2 棕地污染物概况 |
| 2.2 具有自净功能的棕地景观设计理论 |
| 2.2.1 景观的永续发展理论 |
| 2.2.2 景观生态学设计理论 |
| 2.2.3 污染生态学理论 |
| 2.3 影响棕地生态自净设计的主要因素 |
| 2.3.1 场地内的水体与土壤的关系 |
| 2.3.2 场地内的水土污染情况 |
| 2.3.3 气候因素对生态治理的影响 |
| 2.4 场地内主要污染物的生态治理 |
| 2.4.1 棕地重金属污染以及生态治理的概况 |
| 2.4.2 主要污染物生态修复的具体办法 |
| 2.4.3 生态治理激活土壤、水体的自净能力 |
| 2.5 小结 |
| 3.国内外净化功能棕地景观案例分析 |
| 3.1 约克威尔公园案例分析 |
| 3.1.1 场地概况 |
| 3.1.2 覆土掩埋配合植物净化的公园化再利用 |
| 3.1.3 打造高密度地区的生态净化公园 |
| 3.2 宁波东部新城生态植物绿廊案例分析 |
| 3.2.1 场地概况 |
| 3.2.2 设计结合地形+水文+植被 |
| 3.2.3 打造生态活体过滤器 |
| 3.3 小结 |
| 4.我国自净功能棕地的植物筛选与配置 |
| 4.1 自净功能棕地的概念及生态方法 |
| 4.1.1 超富集植物 |
| 4.1.2 植物修复技术 |
| 4.2 我国环境因子对植物物候的影响 |
| 4.2.1 植物物候概念 |
| 4.2.2 我国环境因子对植物物候的影响 |
| 4.3 环境因子叠加下四种主要污染物的分布特征 |
| 4.3.1 环境因子叠加下镉污染的分布特征 |
| 4.3.2 环境因子叠加下铅污染的分布特征 |
| 4.3.3 环境因子叠加下锌污染的分布特征 |
| 4.3.4 环境因子叠加下铜污染的分布特征 |
| 4.4 主要污染物对水体环境的影响分析 |
| 4.5 针对棕地中四种主要单一污染的植物筛选 |
| 4.5.1 植物筛选原则 |
| 4.5.2 植物筛选方法 |
| 4.6 针对棕地中水污染的植物筛选 |
| 4.7 单一污染物植物配置的维度研究 |
| 4.7.1 二维空间植物配置 |
| 4.7.2 三维空间竖向维度植物配置 |
| 4.7.3 时间维度植物配置 |
| 4.8 针对棕地中四种单一主要污染物的植物配置研究 |
| 4.8.1 镉(Cd)污染型棕地植物配置研究 |
| 4.8.2 铅(Pb)类污染型棕地植物配置研究 |
| 4.8.3 锌(Zn)类污染型棕地植物配置研究 |
| 4.8.4 铜(Cu)污染型棕地植物配置研究 |
| 4.9 小结 |
| 5.棕地自净功能的景观营造 |
| 5.1 营造的原则和方法 |
| 5.2 棕地形态营造的构成要素 |
| 5.3 自净功能棕地植物的美学营造 |
| 5.3.1 植物净化美学营造的原则 |
| 5.3.2 净化植物形式美的表现形态 |
| 5.3.3 净化植物美学营造的基本形式 |
| 5.3.4 植物净化美学营造的艺术手法 |
| 5.3.5 植物净化美学营造的设计要素 |
| 5.3.6 植物营造空间 |
| 5.4 小结 |
| 6.具有自净功能的景观设计实践 |
| 6.1 重庆钢铁厂旧址改造项目概况 |
| 6.1.1 区域位置 |
| 6.1.2 历史沿革 |
| 6.1.3 场地现状 |
| 6.2 发现的问题及应对策略 |
| 6.3 自净型植物筛选 |
| 6.4 平面分区及节点设计 |
| 6.5 工业文明展现区 |
| 6.5.1 “再见重钢”主题博物馆 |
| 6.5.2 “艺钢”商业综合体 |
| 6.5.3 “花钢”生态园 |
| 6.6 滨江生态生活区 |
| 6.6.1 “慢钢”游船码头 |
| 6.6.2 “绿钢”生态堤岸 |
| 6.7 小结 |
| 7.结论与创新 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 图表索引 |
| 作者在读期间研究成果 |
（6）人工湿地中酰胺类农药降解的植物作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 酰胺类农药概述 |
| 1.1.1 酰胺类农药的物化特点 |
| 1.1.2 酰胺类农药的环境危害 |
| 1.2 酰胺类农药降解技术的研究进展 |
| 1.3 人工湿地去除农药的研究进展 |
| 1.3.1 人工湿地分类及组成 |
| 1.3.2 人工湿地植物的作用 |
| 1.3.3 人工湿地在有机农药污染控制中的应用 |
| 1.4 研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究的目的及意义 |
| 1.4.2 研究的内容及技术路线 |
| 2 实验材料与研究方法 |
| 2.1植物批次实验 |
| 2.2 人工湿地实验的构建与运行 |
| 2.3 异丙甲草胺分析 |
| 2.4 植物特性分析 |
| 2.5 水质化学分析 |
| 3 样品前处理与异丙甲草胺检测方法优化 |
| 3.1 样品预处理方法的优化 |
| 3.1.1 液体样品的预处理 |
| 3.1.2 固体样品的预处理 |
| 3.2 异丙甲草胺检测方法的优化 |
| 3.2.1 高量程检测方法 |
| 3.2.2 低量程检测方法 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 湿地植物与酰胺类农药的互作效应分析 |
| 4.1 酰胺类农药的降解 |
| 4.1.1 反应体系中环境因子的变化规律 |
| 4.1.2 反应体系中污染物含量的变化规律 |
| 4.1.3 植物对酰胺类农药的降解动力学特性 |
| 4.2 酰胺类农药对植物特性的影响 |
| 4.2.1 植物叶绿素荧光特性 |
| 4.2.2 植物生长特性 |
| 4.2.3 植物酶活性 |
| 4.3 植物对酰胺类农药降解的影响因素分析 |
| 4.3.1 影响植物与酰胺类农药相互作用的关键环境因素 |
| 4.3.2 植物与酰胺类农药间的动态响应解析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 植物对人工湿地降解酰胺类农药的影响 |
| 5.1 人工湿地的水质净化规律 |
| 5.1.1 人工湿地对污染物的去除效果 |
| 5.1.2 污染物在人工湿地空间内的迁移规律 |
| 5.2 人工湿地对酰胺类农药的动态降解 |
| 5.2.1 人工湿地对酰胺类农药的降解效果 |
| 5.2.2 酰胺类农药在人工湿地空间内的迁移规律 |
| 5.2.3 人工湿地各组成在酰胺类农药降解中的作用 |
| 5.3 人工湿地对酰胺类农药降解的强化机制 |
| 5.3.1 影响酰胺类农药降解的环境因素分析 |
| 5.3.2 基于酰胺类农药强化降解的优化调控 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士学习期间获得的科技成果 |
（7）十四烷浓度对植物修复Cd-十四烷复合污染土壤的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤复合污染现状、危害及特点 |
| 1.1.1 土壤复合污染现状 |
| 1.1.2 土壤复合污染危害 |
| 1.1.3 土壤复合污染特点 |
| 1.2 植物修复重金属-有机物复合污染土壤研究进展 |
| 1.2.1 植物修复重金属机理 |
| 1.2.2 植物修复有机物机理 |
| 1.2.3 植物修复技术的研究进展 |
| 1.3 重金属-有机物胁迫对植物修复的影响研究进展 |
| 1.3.1 重金属-有机物胁迫对植物生长生理的影响 |
| 1.3.2 重金属-有机物胁迫对植物抗氧化系统的影响 |
| 1.3.3 重金属-有机物胁迫对植物根际土壤环境的影响 |
| 1.3.4 重金属-有机物胁迫对植物修复效果的影响 |
| 1.4 本研究的研究内容 |
| 1.4.1 目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 十四烷浓度对植物生长及生理特征的影响 |
| 2.1 实验方法与材料 |
| 2.1.1 供试材料与污染土壤制备 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 实验条件 |
| 2.1.4 实验过程 |
| 2.1.5 实验方法 |
| 2.1.6 仪器、设备及其型号 |
| 2.1.7 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 十四烷浓度对植物株高、生物量和含水率的影响 |
| 2.2.2 十四烷浓度对植物叶绿素含量的影响 |
| 2.2.3 十四烷浓度对植物丙二醛和可溶性蛋白含量的影响 |
| 2.2.4 十四烷浓度对植物抗氧化系统的影响作用 |
| 2.2.5 十四烷浓度对植物金属含量的影响 |
| 2.2.6 相关性分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 十四烷浓度对根际土壤环境的影响 |
| 3.1 实验方法与材料 |
| 3.1.1 实验设计 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 仪器、设备及其型号 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 土壤pH、电导率 |
| 3.2.2 土壤氮磷钾含量 |
| 3.2.3 土壤金属元素含量 |
| 3.2.4 土壤微生物数量、微生物量C和土壤过氧化氢酶 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 十四烷浓度对污染物修复的影响 |
| 4.1 实验方法与材料 |
| 4.1.1 实验设计 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 仪器、设备及其型号 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 土壤中有效态Cd含量 |
| 4.2.2 植物对Cd的吸收 |
| 4.2.3 富集系数 |
| 4.2.4 转运系数 |
| 4.2.5 植物吸收Cd的量 |
| 4.2.6 土壤十四烷含量及降解率 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 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 |
（8）不同土壤污染源对生物的毒理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤污染的来源、后果及特点 |
| 1.2 土壤污染的危害 |
| 1.3 土壤污染的特点 |
| 1.4 土壤污染现状 |
| 1.5 土壤污染的修复 |
| 1.6 污染与人体健康 |
| 1.7 研究内容、目的和意义 |
| 第二章 有机农药滴滴涕胁迫棘跳虫的毒理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和主要仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.5 讨论与小结 |
| 第三章 无机重金属Ni、Co对植物的胁迫及修复机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.4 讨论与小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（9）阿什河流域滨岸缓冲带结构设计及功能强化技术（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 滨岸缓冲带相关理论 |
| 1.2.1 滨岸缓冲带宽度 |
| 1.2.2 滨岸缓冲带截留面源污染物的效果及机理 |
| 1.2.3 滨岸缓冲带景观格局解析 |
| 1.2.4 滨岸缓冲带功能强化 |
| 1.3 相关模型简介 |
| 1.3.1 污染负荷计算模型选择 |
| 1.3.2 SWAT模型的简介 |
| 1.3.3 Fragstats模型的简介 |
| 1.3.4 网络层次分析法（ANP） |
| 1.4 课题来源与研究目的、意义和内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的及意义 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 第2章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 研究地点 |
| 2.3 基础数据收集及预处理 |
| 2.3.1 软件运行所需的数据 |
| 2.3.2 滨岸缓冲带空间格局解析方法 |
| 2.3.3 ANP的权重计算步骤 |
| 2.4 实验试剂与仪器 |
| 2.4.1 主要实验试剂 |
| 2.4.2 主要仪器设备 |
| 2.5 实验部分所需的材料及方法 |
| 2.5.1 水质的测定 |
| 2.5.2 高通量的测定 |
| 2.5.3 植物筛选及光合作用相关系数测定 |
| 2.5.4 TiO_2 NTs光电阳极制备方法 |
| 2.6 滨岸缓冲带生物强化实验方法 |
| 2.7 滨岸缓冲带化学强化实验方法 |
| 第3章 阿什河流域滨岸缓冲带格局解析及评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 滨岸缓冲带综合评价体系构建 |
| 3.2.1 滨岸缓冲带结构稳定性分析 |
| 3.2.2 滨岸缓冲带景观适宜性分析 |
| 3.2.3 滨岸缓冲带生态健康性分析 |
| 3.2.4 滨岸缓冲带生态安全性分析 |
| 3.3 滨岸缓冲带空间格局解析及评价 |
| 3.3.1 流域功能分区的划分 |
| 3.3.2 滨岸缓冲带景观格局解析 |
| 3.3.3 滨岸缓冲带的功能评价 |
| 3.3.4 滨岸缓冲带功能提升限制因素分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 滨岸缓冲带功能强化技术 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 滨岸缓冲带功能的生物强化研究 |
| 4.2.1 阿什河流域滨岸缓冲带高效植被筛选 |
| 4.2.2 滨岸缓冲带微生物时空分布特征研究 |
| 4.2.3 生物强化技术在滨岸缓冲带中的应用 |
| 4.3 滨岸缓冲带的功能化学强化研究 |
| 4.3.1 材料制备、表征及机制分析 |
| 4.3.2 光辅电催化系统在滨岸缓冲带中的应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 阿什河流域滨岸缓冲带面源污染负荷计算及优化设计 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 面源污染负荷的时空分布模拟 |
| 5.2.1 模型的率定及验证 |
| 5.2.2 滨岸缓冲带各功能区污染负荷的模拟 |
| 5.3 滨岸缓冲带各功能分区的安全宽度分析 |
| 5.3.1 地表径流污染物浓度分析 |
| 5.3.2 滨岸缓冲带安全宽度分析 |
| 5.4 阿什河流域滨岸缓冲带结构设计 |
| 5.4.1 情景模拟 |
| 5.4.2 阿什河流域上游及中上游滨岸缓冲带结构设计 |
| 5.4.3 阿什河流域中游及中下游滨岸缓冲带优化设计 |
| 5.4.4 阿什河流域下游滨岸缓冲带优化设计 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）三种植物对PAHs、Cu、Cd污染土壤修复潜力的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 项目来源、背景及研究意义 |
| 1.2 本实验内容 |
| 1.3 技术路线 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 土壤PAHs污染 |
| 2.1.1 土壤PAHs污染现状 |
| 2.1.2 土壤PAHs来源及危害 |
| 2.2 土壤重金属污染 |
| 2.2.1 土壤重金属污染现状 |
| 2.2.2 土壤中重金属污染来源 |
| 2.2.3 土壤重金属污染危害 |
| 2.3 土壤复合污染 |
| 2.4 土壤污染修复方法 |
| 2.4.1 物理修复方法 |
| 2.4.2 化学修复方法 |
| 2.4.3 农艺措施 |
| 2.4.4 植物修复方法 |
| 第三章 PAHS修复植物筛选 |
| 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 数据处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 种子在菲芘土壤中的萌芽率 |
| 3.3.2 菲芘对高丹草生长的影响 |
| 3.3.3 高丹草对土壤中菲芘的降解 |
| 3.3.4 高丹草对土壤酶活性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 PAHS、CU、CD单一及复合污染对植物生长的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 主要仪器及试剂 |
| 4.2.3 实验设计及方法 |
| 4.2.4 测定方法 |
| 4.2.5 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 各污染对植物干重的影响 |
| 4.3.2 各污染对植物叶绿素的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 PAHS、CU、CD单一及复合污染对植物吸收累积特征影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 主要仪器及试剂 |
| 5.1.3 实验设计及方法 |
| 5.1.4 测定方法 |
| 5.1.5 数据处理 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 各污染对植物体内Cu富积量的影响 |
| 5.2.2 各污染对植物体内Cd富积量的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 PAHS、CU、CD单一及复合污染对植物降解菲、芘的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 主要试剂及仪器 |
| 6.1.3 实验设计及方法 |
| 6.1.4 测定方法 |
| 6.1.5 数据处理 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 各污染对高丹草降解菲芘的影响 |
| 6.2.2 各污染对玉米降解菲芘的影响 |
| 6.2.3 各污染对黑麦草降解菲芘的影响 |
| 6.2.4 结果分析与讨论 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论、不足及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 实验不足 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间发表论文 |
四、植物对有机农药的吸收与污染修复研究（论文参考文献）
- [1]农田退水净污湿地对污染物的净化效果及机理分析[J]. 王沛芳,娄明月,钱进,胡斌. 水资源保护, 2020(05)
- [2]纳米颗粒物对典型农药在土壤-植物中迁移和生物有效性的影响机制研究[D]. 李明. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2020(05)
- [3]农田土壤中的农药残留对农产品安全的影响研究进展[J]. 马畅,刘新刚,吴小虎,董丰收,徐军,郑永权. 植物保护, 2020(02)
- [4]人工湿地去除β-HCH的细菌群落特征及环境因子影响研究[D]. 彭广生. 桂林理工大学, 2020
- [5]具有自净功能的棕地景观设计研究[D]. 吴文霞. 西安建筑科技大学, 2019(06)
- [6]人工湿地中酰胺类农药降解的植物作用机制[D]. 赵梦云. 西安建筑科技大学, 2019(06)
- [7]十四烷浓度对植物修复Cd-十四烷复合污染土壤的影响研究[D]. 刘易斯. 沈阳建筑大学, 2019(05)
- [8]不同土壤污染源对生物的毒理研究[D]. 刘国翠. 聊城大学, 2019(01)
- [9]阿什河流域滨岸缓冲带结构设计及功能强化技术[D]. 梁雄伟. 哈尔滨工业大学, 2017(01)
- [10]三种植物对PAHs、Cu、Cd污染土壤修复潜力的研究[D]. 段燕青. 太原理工大学, 2014(04)