一、稀土元素在土壤中的环境化学行为及其生物效应（论文文献综述）
段雪梅,周赟,巢文军,张燕波,曾俊源,孙燕[1]（2021）在《电感耦合等离子体法（ICP-MS）测定地表水12种稀土元素》文中指出建立电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）测定地表水中镨、钕、钐、铕、钆、铽、镝、钬、铒、铥、镱、镥12种稀土元素的方法。地表水样品通过0.45μm滤膜过滤后,试液直接用ICP-MS同时测定上述12种重金属元素。以铑和铼作为内标物质,校正响应信号的变化,消除基体效应;选择适当的待测元素同位素克服了质谱干扰;确定了最佳测定条件。结果表明,12种稀土元素的检出限为0.01～0.02μg/L;相关系数r>0.999 0;实际样品加标回收率为91.5%～106%;相对标准偏差为0.26%～1.09%。该方法简便、快速、准确,可应用于地表水中微量重金属元素的测定。
任璐[2]（2020）在《土壤-水稻系统中镉生物有效性预测模型》文中认为镉（Cadmium,Cd）是一种累积性的剧毒元素,在土壤中移动性较强,易被植物吸收积累至可食部并进入食物链最终危害人类健康。我国农田土壤镉污染问题突出,农产品镉超标问题不断加剧。因此,建立和发展适用于典型农田土壤-水稻体系中镉生物有效性预测模型,研究我国典型农田土壤镉生物有效性及其与稻米安全的量化关系,对于科学评估土壤镉污染风险和保障稻米安全生产具有十分重要的现实意义。然而,目前有关水稻生产体系土壤镉生物有效性预测模型的研究多是针对单一生育期建立的经验模型,且对土壤-水稻系统中各种复杂组分的作用过程和分布规律缺乏机理性、定量化的探究。因此,本研究主要采用化学提取、原位采集、数学建模等方法,在探明我国典型农田土壤中外源镉老化特征的基础上,研究了水稻不同生育期土壤镉溶液离子活度的变化特征,及其与土壤理化参数、水稻籽粒镉累积之间的量化关系,构建并比较分析了典型农田土壤-水稻系统中镉生物有效性预测经验回归模型与机理模型。主要研究结果概述如下:（1）采用化学提取、方程拟合等方法解析典型农田土壤中镉有效性的动态变化规律,并用准二级动力学方程拟合土壤镉形态变化过程的动力学特征。结果表明,EDTA和DTPA提取态镉含量动态拟合方程的决定系数均在0.994以上。对比镉进入土壤前后DTPA、EDTA、NH4OAc、HCl四种提取态含量的变化幅度,镉在土壤中镉的老化90 d后,DTPA提取态镉含量的变化最大,降低幅度高达75.59%。进一步对比不同类型土壤中镉有效性达到平衡时的含量和速率及其对土壤理化性质的响应,发现p H值升高可降低有效态镉的平衡含量,加快老化进程。CEC、有机质含量与土壤有效态镉的平衡含量呈极显着负相关。基于以上研究结果,我们提出了DTPA提取态镉含量是表征土壤中镉有效性的最佳形态参数,而土壤p H、有机质含量和阳离子交换量是影响土壤镉形态变化与活性的三个重要因素。（2）采用原位提取、化学分析等技术研究分析了典型农田土壤不同生育期水稻根际土壤镉离子活度、土壤理化性质的变化特征及其与水稻籽粒镉积累的内在关系。研究发现,在不同类型土壤中水稻根际土壤溶液中镉离子活度与稻米镉含量均呈显着正相关,水稻灌浆期土壤溶液镉含量达到最高值。比较分析不同土壤类型水稻籽粒镉积累与土壤溶液镉离子活度发现,土壤-水稻系统中糙米镉的转运系数、富集系数与土壤DOC含量和土壤p H值均呈显着相关。通过上述研究,证实了灌浆期是稻米吸收和富集镉的关键时期,提出了土壤溶液中的镉离子活度作为表征稻米镉积累参数具有重要的科学意义,进一步证实了土壤p H值、DOC含量是影响稻米中镉积累的主要因素。（3）通过数学建模、逐步优化等手段构建并比较了土壤-水稻系统中镉的生物有效性预测回归经验模型和机理模型。土壤总镉、EDTA、DTPA提取态镉、土壤溶液中镉含量均与水稻糙米镉含量呈显着正相关（P<0.05）,使用逐步多元回归分析,将p H、OC、DOC等土壤因素纳入了模型构建过程,得到基于土壤总Cd、EDTA、DTPA提取态镉、土壤溶液中镉含量等参数的稻米镉含量预测模型,其中基于水稻成熟期DTPA提取态镉含量数据构建的土壤镉生物有效性预测模型拟合效果较好,利用田间试验数据和文献参考数据对成熟期预测模型进行验证,预测值和实测值均匀分布在1:1线附近,且绝大部分在95%置信区间内,预测模型准确可靠。通过改进多表面形态模型（MSM）评估水稻全生育期内不同形态Cd对稻米中镉积累的贡献,设计了10种模型架构,并通过p H调节,共存离子浓度和离子强度等建模参数研究了土壤镉含量及性质对实测稻米镉含量与预测值之间线性拟合的影响。MSM模型所得的预测结果与实测值之间呈显着性正相关关系,并进一步对比不同参数架构模型的预测性能差异,得到最佳模型的参数为:0.01 mol/L Ca2+作为共存阳离子含量,匹配0.03 mol/L的固定离子强度,不进行p H调节。对比不同模型的预测性能,拟合系数大小依次为:MSM>DTPA>EDTA>总镉。上述研究结果表明,基于水稻成熟期DTPA提取态镉含量数据构建的多元回归经验模型预测效果较佳,但存在针对时期单一、精准度不够的局限性,相比于经验模型,MSM模型对土壤-水稻系统镉生物有效性具有更高的解释度,是评估预测土壤-水稻系统中稻米镉含量的最佳模型,可为我国土壤镉污染的风险评估及稻米安全生产提供一定的理论基础。
梁隆超[3]（2020）在《西南喀斯特煤矿区汞的表生环境地球化学研究》文中研究指明中国煤炭资源丰富,开采量和使用量均占世界首位。汞是煤中普遍伴生的有害微量元素之一,煤中的汞是环境中汞的一个重要来源。长期大规模煤矿开采活动产生大量的煤矿渣和酸性矿山废水,对煤矿区环境中汞的生物地球化学循环有着重要的影响作用。贵州省是西南典型的喀斯特地形地貌发育地区,素有“江南煤海”之称,煤矿多数分布在喀斯特山区。受低温热液成矿的影响,境内煤中的汞含量普遍偏高,导致煤矿区环境汞污染问题突出,然而针对喀斯特煤矿区酸性条件下汞的环境行为、甲基汞的产生及其生物效应等方面的研究鲜见报道。论文选取贵州省境内喀斯特区5个典型煤矿（兴仁交乐、安龙戈塘、安顺轿子山、兴仁潘家庄和织金珠藏）为研究对象,对煤矿区表生环境中汞和甲基汞的污染进行系统调查,了解煤矿开采活动导致周边环境中汞的污染水平,探讨在酸性环境下汞的甲基化特征,弄清煤矿区汞在周边环境介质中的迁移和形态之间的转化,并初步评估煤矿区居民的汞暴露水平及健康风险。论文主要研究结果如下:1.典型喀斯特煤矿区环境介质中汞的含量及分布煤中的汞含量介于10-473μg·kg-1之间,平均165±92μg·kg-1,高于全国煤中汞的平均值100μg·kg-1。煤矸石中的汞含量范围41-34800μg·kg-1,平均为3565±6594μg·kg-1。酸性废水中的总汞含量介于0.13-86ng·L-1,平均值为10.4±15.8ng·L-1;甲基汞含量浓度范围介于0.008-1.21ng·L-1,平均值0.17±0.16ng·L-1。沉积物中的汞含量范围变化较大,介于0.15-19mg·kg-1之间,甲基汞含量范围0.056-7.8μg·kg-1,平均值为1.5±1.9μg·kg-1。表层土壤总汞浓度范围98.67-1801.06μg·kg-1,平均值为499.93±320.53μg·kg-1,甲基汞含量范围0.36-50.64μg·kg-1,平均值为4.24±5.26μg·kg-1。苔藓中总汞含量范围35-1373μg·kg-1,采集于酸性废水边的花状湿地藓汞含量显着偏高。不同煤矿区环境介质中汞含量差异显着。兴交乐矿区煤矸石中汞含量最高,可高达34.8mg·kg-1,均值为11mg·kg-1;安龙煤矿区酸性废水中总汞含量平均值26.1±23.7ng·L-1,最大值可达86ng·L-1,远高于天然水体中总汞含量。交乐、安龙煤矿区煤矸石中高含量的汞,导致沉积物和土壤及水体中汞含量的增加。表层土壤总汞含量整体表现为交乐>安龙>安顺>潘家庄>织金,与背景区土壤中的总汞和甲基汞含量相比较,煤矿区土壤总汞与甲基汞存在不同程度的累积,尤其是土壤中甲基汞含量,甚至超过了汞矿区。受土壤中高含量总汞和甲基汞影响,交乐煤矿区稻米总汞含量最高可达22μg·kg-1,超过了国家食品安全限值20μg·kg-1,蔬菜可食部分总汞含量超过了国家食品卫生标准值10μg·kg-1。喀斯特煤矿区煤矿活动是矿区周边环境介质中汞的主要来源,环境介质中的汞含量差异受矿区煤、煤矸石中汞含量的影响。2.喀斯特煤矿区表生环境汞的赋存形态及迁移影响因素连续浸提汞形态结果表明,煤矸石中汞主要以强络合态（F4）存在,占总汞含量高达82.5%,其次是胡敏酸态F3（10.1%）、残渣态F5（5.46%）、富里酸态F2（1.6%）和水溶态汞F1（0.37%）。沉积物中汞的赋存形态主要为强络合态F4（49.2%）,其次是胡敏酸态F3（25.7%）、残渣态F5（21.7%）、富里酸态F2（3.44%）和水溶态F1（0.057%）。土壤中汞主要以胡敏酸态F3（68.2%）存在,其次是强络合态汞F4（14.7%）、富里酸态汞F2（8.55%）、残渣态汞F5（8.15%）和水溶态汞F1（0.36%）。煤矸石是煤矿区汞的主要来源,当汞被释放进入沉积物和土壤中后,其主要赋存汞形态发生改变,反映了煤矸石中汞被释放进入环境后的迁移转化特征。煤矸石、沉积物和土壤中汞的主要赋存形态显着不同,强络合态汞（F4）从煤矸石到沉积物再到土壤,所占比率呈降低趋势,胡敏酸和富里酸有机结合态汞含量比率显着增加;同时,煤矸石、沉积物和土壤中,胡敏酸态汞（F3）的百分含量与强络合态汞（F4）的百分含量之间存在显着的负相关性（r=-0.99,p<0.0001;r=-0.87,p<0.0001;r=-0.57,p<0.0001）。这一现象表明,煤矿区酸性条件下强络合态汞呈现向有机结合态汞转化的变化趋势,胡敏酸态汞（F3）和富里酸态汞所占比例的增加,暗示了汞的生物可利用性增强。土壤汞含量和有机质含量影响了水稻中汞、甲基汞含量。土壤中与有机质相结合的汞生物可利用性强,迁移性强,土壤总有机质与土壤总汞（r=0.34,p<0.01）及甲基汞（r=0.51,p<0.01）呈现较好的正相关性,土壤总有机质与稻米无机汞（r=0.37,p<0.05）和甲基汞（r=0.59,p<0.01）显着相关,进一步分析发现,稻大米无机汞和甲基汞与土壤胡敏酸呈弱负相关性（r=-0.16,p=0.51;r=-0.26,p=0.27）,与富里酸呈现弱正相关（r=0.35,p=0.13;r=0.27,p=0.26）,而与土壤非胡敏酸显着正相关（r=0.39,p=0.04;r=0.63,p=0.0027）。尽管有机质易于与汞相结合,但是在煤矿区酸性环境下,亦会影响胡敏酸的赋存方式,有机质中的胡敏酸会结合汞形成络合物,进而阻碍其迁移,亦可阻碍水稻对土壤汞的吸收。然而,煤矿区土壤中高含量的有机质结合了大量的汞,也会增加汞的生物可利用性。这表明有机质的赋存形态影响着汞的生物可利用性。煤矿区较低pH酸性废水影响着矿区汞的迁移和转化。煤矿区受酸性废水的影响,沉积物和土壤中的汞与pH值呈现出负相关,表明低pH值促进了汞的释放。煤矿区酸性废水对汞的迁移转化影响主要有两种形式。一方面,低pH的酸性废水促进了煤矸石、沉积物和土壤中汞的释放;另一方面,酸性废水会影响沉积物和土壤中有机质的赋存形态,不同形态的有机质与汞相结合,进而影响汞的迁移和汞甲基化。3.喀斯特煤矿区环境汞暴露风险评估生态风险评估结果显示,沉积物汞处于极强富集程度,达严重污染水平,土壤Hg存在轻微或中度富集。潜在生态危害指数显示,沉积物中Hg的潜在危害系数为1323,沉积物中汞存在很高风险,5个煤矿区土壤中Hg的潜在危害系数平均值为163,土壤中Hg存在高风险。这些结果表明煤矿活动对周边环境存在影响,煤矿开采产生的尾矿渣,如煤矸石,散落煤,以及煤矿废水等增加了周边土壤中Hg风险程度。健康风险评估结果显示,交乐煤矿区居民头发总汞含量介于297-1485μg·kg-1之间,平均值627±284μg·kg-1,部分发样品总汞已超过美国环境保护署（USEPA）规定的1000μg·kg-1阈值;尿液总汞含量介于0.05-1.42mg·kg-1 Cr之间,均值0.43±0.32mg·kg-1 Cr,低于联合国工业发展组织所制定的5mg·kg-1 Cr阈值。煤矿区儿童通过食用大米造成的无机汞和甲基汞暴露风险高于成人,且存在儿童食用部分大米后甲基汞日均暴露风险值大于甲基汞日均暴露参考标准值,表明煤矿区儿童食用大米存在着潜在的甲基汞暴露风险。煤矿区居民无机汞暴露贡献比例为蔬菜>大米>呼吸>饮水,贡献比例分别为59.26%、38.46%、2.24%、0.04%。甲基汞暴露贡献比例为:大米>蔬菜>饮水>呼吸,其中大米、蔬菜、饮水贡献比例分别为:98.67%、1.31%、0.02%,呼吸大气摄入忽略不计。在煤矿区,无机汞摄入暴露主要是蔬菜和大米,甲基汞食用摄入暴露主要为大米。尽管各煤矿区居民无机汞和甲基汞日均摄入暴露均低于无机汞和甲基汞的参考标准值,但是居民汞暴露风险因子HI为0.78,接近1,暗示存在着潜在的非致癌健康风险。
尹带霞[4]（2020）在《稻田土壤中砷迁移转化及其机制的原位研究》文中研究指明砷（As）是威胁人类健康的重要污染物之一,水稻作为全球重要的粮食作物,长期生长在淹水的还原环境中,比其他农作物更易吸收砷,稻米中的砷污染严重威胁人类健康。根际作为水稻砷吸收最为关键的区域,其性质对砷的迁移转化有重要影响,如p H、氧化还原电位、有机酸的分泌和微生物活动等。本研究在异位采样方法的基础上,引入原位技术,使用梯度扩散薄膜技术（DGT）研究砷有效性在根际二维分布的异质性,同时借助平板光极技术（PO）和土壤酶谱（SZ）技术分析根系泌氧和酶活性的二维分布,将理化性质和生物活性相结合,系统研究了水稻根际环境中砷的氧化还原过程及其作用机制,深入了解砷在水稻根际环境中迁移转化的异质性分布及其对植物吸收的影响,可为减控砷从土壤向水稻转移提供理论支持和现实指导。本课题的主要研究结果如下:（1）使用PO分析根系泌氧的分布情况,发现水稻根际附近的土壤环境按氧化状态和距根远近可划分为根际好氧区和非根际厌氧区。同时使用两种DGT吸附膜分析水稻根际有效砷的空间分布规律,发现不同DGT吸附膜都显示了砷有效性在好氧区低于厌氧区,且砷和铁在根尖都出现通量最大值,证实了根际元素有效性的异质性存在一定规律。结合As的土-水分配分析有效砷在根际不同区域的分布和扩散机制,发现有效砷在根际的空间分布可能来源于砷在不同区域的扩散,即从非根际向根际。（2）在水稻根际同时应用DGT和SZ技术,分析砷有效性与酶活性在根际的相互关系,同时借助微生物群落结构分析研究其机制。实验结果发现,稻根中不同部位砷有效性与磷酸酶活性的相关性不同,根尖周围砷有效性与酸性磷酸酶活性呈正相关关系,而成熟主根体附近砷、磷有效性与磷酸酶活性呈负相关关系,说明根际不同部位酶活性不同可能是有效砷在根际异质性分布的原因之一。根系在砷的胁迫下,会影响根系微生物群落结构,从而影响砷有效性和植物吸收。（3）选取根系泌氧能力不同的水稻品种,分析根际砷的氧化还原反应及其有效性。结果发现,不同品种水稻根际砷形态差异较大,土壤溶液中As（Ⅲ）浓度在耐砷性强的品种根际低于不耐砷的品种根际,砷氧化酶aro A-like基因丰度与土壤溶液中砷浓度和植物组织中砷浓度都呈显着负相关关系。原位DGT和SZ实验发现在耐砷品种中根际As（Ⅲ）与酶活性呈正相关关系,而在非耐性品种则呈负相关关系。不同品种水稻对砷的耐性不同,其原因可能在于根际环境差异。（4）外源添加硝酸盐模拟稻田淹水环境,分析砷在水稻耕作层不同深度处的氧化还原反应及硝酸盐对砷转化的影响。结果发现,硝酸盐可显着影响稻田环境中的砷循环,且在不同深度处影响不同。其机制主要是通过影响土壤环境条件及砷功能基因,硝酸盐的还原过程不仅能影响土壤中铁氧化物的存在形式,而且能通过微生物过程,降低As（Ⅴ）还原酶或增加As（Ⅲ）氧化酶来改变砷形态,影响砷有效性。通过调控稻田土壤中砷的氧化还原来影响砷溶出是控制砷向农作物转移的一个潜在的有效措施。
哈咸瑞[5]（2020）在《湖南省株洲市典型地区土壤重金属来源及生态风险研究》文中进行了进一步梳理自然来源和人为来源导致的土壤重金属污染可显着降低其环境质量。土壤重金属污染会影响植物的生长,通过食物链影响人类的健康。株洲市是国内闻名的现代化工业城市,但株洲市的土壤重金属污染形势严峻。本文通过1:5万土壤地球化学调查所获得的土壤、水稻籽实及根系土的测试数据,对研究区土壤重金属的污染现状进行了评价;采用了不同的统计分析方法对重金属元素的来源进行了解析;建立了土壤Cd的活动态模型和水稻籽实吸收模型,在此基础上进行了生态风险评价和土地分类。（1）对研究区表层土壤样品进行分析。研究区Cd、Cr、Ni的平均值都超过了湖南省背景值。Cd、Hg最大值可超过湖南省背景值3.7倍、12.8倍。Cd与Pb元素的空间分布具有相似性。对52种元素进行成分数据分析,并对比成分数据的不同转换方法,简单对数转化更多的意义在于减小元素的峰度和偏度,压缩数据以便进行分析,中心化对数比转换的意义可能在于剔除元素之间的伪相关,消除成分数据的“闭合效应”。（2）对比不同数据转换方法的主成分分析结果,简单对数转换降维效果更好。简单对数转换主成分分析显示,Cr、Ni、Cu等元素主要为自然来源,随机森林回归进一步指示Cr、Ni、Cu主要受成土母质的影响。（3）株洲研究区根系土Cd元素超标率为90%,水稻籽实超标率为88.33%。Cd元素形态分布特征为:离子交换态>腐殖酸态>铁锰氧化态>碳酸盐态>强有机态>残渣态>水溶态,Pb形态分布特征为残渣态>铁锰氧化态>腐殖酸态>碳酸盐态>强有机态>离子交换态>水溶态。Cd以活动性较强的形式存在于土壤,Pb以较稳定的形式存在于土壤中。基于Cd活动态与潜在活动态的多元线性回归模型,96.9%的土地属于显着高风险。水稻籽实吸收模型预测结果显示,水稻籽实超标率为93.75%,在此模型基础上结合表层土壤数据进行土地安全利用区划,不同的区划方案划分严格管控类的面积有较大的不同。通过两种土地安全利用区划优化方案,可以为管理部门提供更贴合实际,并且可行性较高的土地利用规划建议。
刘靳[6]（2020）在《城市河流重金属污染评价与源解析 ——以上海市黄浦江为例》文中提出本文通过研究水体和沉积物中Pb、Cr、Zn、Cu、As、Fe、Ni的赋存含量和形态特征对上海市黄浦江流域进行重金属的污染评价,更借由多种源解析技术对相关元素的污染来源进行解析,更好的阐述人口,交通,工业分布和城市化进程对黄浦江流域重金属的污染所带来的影响,结论如下:（1）整体而言,黄浦江水体中Pb、Zn、Cu、Cr、As、Fe在春季污染较为明显且多集中于中下游地区。单项因子和内梅罗综合指数的评价结果皆表明,流域内Fe在四个季节中均为V级重度污染,Pb在春季污染较为严重,Zn、Cu、Cr、As在四季水体含量的评价结果均为I级,即对水体环境没有产生任何污染。（2）黄浦江沉积物中所赋存的As、Pb、Zn、Cu、Cr和Ni的四季平均浓度大小依次为:春季,Zn>Cr>Ni>Cu>Pb>As;夏季,Zn>Ni>Cr>Cu>Pb>As;秋、冬季,Zn>Cr>Pb>Cu>Ni>As。5种重金属的弱酸溶解态、可还原态、可氧化态与残渣态占比较高的采样点主要集中在黄浦江流域的下游地区,季节和时空特征变化明显。其中Zn、Pb和Cr的可氧化态与总有机碳（TOC）在春季有较强的相关性;Cu的可氧化态与TOC则在冬季相关性最大;Ni在夏、秋和冬季的可氧化态与TOC相关性都较大。（3）各类污染评价的分析结果表明,根据重金属总量判定,黄浦江流域Pb污染最为严重,其次为Cu、Cr、As、Zn和Ni,各类重金属污染程度依时空因素变化各异;根据重金属形态判定,Zn和Pb处于重度污染-中度污染级别,具有较高的生态污染风险。而Ni、Cu和Cr均处于无污染-中度污染级别,污染情况相对较弱,各元素整体呈现秋、冬季节潜在生态风险程度大于春、夏季的态势。（4）多元统计分析的源解析结果表明,黄浦江沉积物中Zn、Sr、Cu、Cr和Pb多表现为工业源与交通源的共同影响;Fe、P和Ni源于农业源与自然源;Cd、Mn和As多与工业源和自然成因相关。而δ65Cu和δ66Zn同位素源解析的结果进一步说明,黄浦江水样中Cu主要来源于交通气溶胶（绝大部分）、建筑施工以及工业燃煤排放;黄浦江沉积物中Zn主要来源于交通气溶胶与轮胎磨损,黄浦江沉积物中Cu主要来源于船舶制造与航运交通和工业冶炼燃煤与金属制造源;δ65Cu和δ66Zn联合示踪的结果则表明二者呈现出外来人为源与本底自然源共同作用的结果。
张坤[7]（2019）在《生物炭异质性及其纳米结构的环境风险》文中研究说明生物炭是一种具有多级结构的环境功能材料,可以作为环境友好型土壤添加剂,在改良土壤性质、减少温室气体排放、固定环境污染物、固碳等方面具有良好的应用潜力。然而,作为一种外源土壤添加剂,生物炭的环境效应及风险必须得到重视,但相关研究开展的比较少。另外,生物炭纳米颗粒是生物炭的重要组成部分,但相关研究仍比较匮乏。本文综述了生物炭纳米颗粒目前的研究现状,总结了生物炭从制备过程到应用过程中环境风险及其产生机制,发现了生物炭不同尺寸颗粒在形貌、粒径、元素组成、反应性和毒性上的差异需要深入研究,生物炭纳米颗粒的环境效应及其风险,特别是对植物生长和代谢的影响仍不清楚。针对以上存在的问题,本文开展了一系列研究:（1）采用水稻秸秆和木屑两种生物质作为原料,经过不同温度的限氧裂解得到了一系列生物炭,通过超声分散-静置的方式分离了不同悬浮性的颗粒,并进一步通过电荷调控的方法得到了生物炭纳米颗粒;（2）对上述不同粒径生物炭颗粒的形貌和元素组成进行了表征,并测试对比了它们的吸附性能、反应性和毒性;（3）以水稻、番茄和芦苇为模式植物,采用水培实验观察了生物炭纳米颗粒对三种植物幼苗生长的影响,并分析了可能的致毒原因;（4）以水稻为对象,采用代谢组学的研究方法,研究了生物炭纳米颗粒对分蘖期水稻生长和代谢的影响。本论文提出生物炭纳米颗粒的毒性可能也是生物炭环境风险的重要来源,为生物炭纳米颗粒的毒性效应评价和生物炭的环境风险评估提供基础资料。论文的主要创新性结果如下:（1）探明了不同粒径的生物炭颗粒从形貌和元素组成,到吸附性能、反应性和毒性等方面的特征。利用生物炭颗粒的不同悬浮性收集了生物炭沉积型颗粒,生物炭悬浮性颗粒与生物炭可溶性组分与超细颗粒。发现低温生物炭主要由脂肪碳为主的的沉积型组分和芳香碳为主的悬浮型组分组成,而高温生物炭由芳香碳为主的沉积型组分和脂肪碳为主的悬浮型组分组成;发现高温生物炭的反应性主要来源于其沉积型颗粒;高温生物炭可溶性组分与超细颗粒对发光细菌的半数光抑制最大浓度值(EC50)为707 mg/L,而低温生物炭该组分为80.7 mg/L,前者是后者的的7.7倍,后者毒性更强。（2）发现了芳构化生物炭吸附可离子化有机物的新型机制——多重π键配合下极化辅助的氢键作用（π-PAHB）。水分子能够以环状椅型水蔟的方式与芳构化表面结合并形成稳定的复合物,该复合物可作为质子受体,以氢键作用的方式提升7种可离子化有机物的吸附系数Kd,提升百分比为12.6%-26.9%;由于孔结构的重新打开和芳构化程度的提升,pH为1-13时,高温生物炭沉积型颗粒对苯酚的吸附量比原始生物炭提升29.0%-55.2%。（3）利用颗粒间电荷调控的方式优化了生物炭纳米颗粒的制备方法,明确了其在原始生物炭中的质量分数。通过pH调控生物炭超细颗粒间的电荷,使其发生分散——团聚——分散的行为,进一步通过离心分离得到了生物炭纳米颗粒,发现了生物炭纳米颗粒在原始生物炭上的质量分数为4.38%-6.61%,粒径范围为21.64-55.85 nm,并且随着生物炭制备温度的升高而增加;发现高木质素含量和高温生物炭的纳米颗粒表面存在大量酚类基团;（4）发现了生物炭纳米颗粒对芦苇生长表现出抑制效应,主要原因是生物炭纳米颗粒表面酚类基团的生物抑制效应和对根系表皮开孔的堵塞效应。木屑生物炭纳米颗粒和高温水稻秸秆生物炭纳米颗粒对芦苇生长表现出抑制效应,对芦苇生物量的降低比率为38.7%-42.4%,主要致毒原因是生物炭纳米颗粒表面酚类基团的生物抑制效应和对根系表皮开孔的堵塞效应。（5）发现了低温/高温生物炭纳米颗粒对水稻代谢的影响机制。发现低温生物炭纳米颗粒降低了水稻的分蘖能力,从低温生物炭纳米颗粒处理组中共筛选到58个代谢差异物,主要表现为水稻氨基糖核苷酸糖代谢的激活,嘧啶代谢和黄酮与黄酮醇合成的抑制;发现高温生物炭纳米颗粒降低了水稻枯叶/活叶的比例,从高温生物炭纳米颗粒处理组中共筛选到36个代谢差异物,主要涉及水稻烟酸烟酰胺代谢,色氨酸合成和苯丙氨酸代谢的激活。
唐舒婷[8]（2019）在《稀土尾矿库周边地下水中稀土元素分布及其迁移规律的研究》文中指出近年来,随着科学技术的迅猛发展,稀土元素在各行各业中得到了广泛的应用,随之而来的环境问题日益突出。地下水作为可以直接饮用的水源,深入理解其中的稀土分布规律对其生态风险评价具有重要意义。因此,本研究以我国典型的北方稀土尾矿库区周边地下水为研究对象,通过现场监测与室内模拟相结合的方法,研究稀土元素的环境行为变化,测定典型井点地下水中理化指标,稀土元素的总量,微生物等,采用多元的统计分析方法分析外源物质硫酸铵输入对地下水理化性质及其稀土元素分布的影响,探究生物与非生物的氧化作用对稀土元素分布的影响。此外,通过运用Visual Modflow软件对多年后研究区稀土元素在不同季节下的的运移范围进行预测,由此推测稀土元素的年平均迁移速度,对之前研究只预测一个季节而做出补充。获得的主要结论如下:（1）硫酸铵的输入会对地下水中理化性质及微生物产生影响,进而影响地下水中稀土元素总量的变化。SO42-与Cl-、TOC及ΣREE呈极显着正相关,相关性系数分别为0.998、0.990、0.997,与氨氮、F-、La显着正相关,相关性系数分别为0.975、0.968、0.962。氨氮与Mn、F-及La极显着正相关,相关性系数分别为0.995、1.000、0.999,与pH极显着负相关,相关性系数为-0.993,与Cl-、TOC、ΣREE显着正相关,相关性系数为0.986、0.980、0.989。硫酸铵的输入,对地下水中主要的优势菌群Acinetobacter（不动细菌属）与Legionella（军团杆菌）具有显着的抑制作用。（2）通过对GW3点对照组中Fe、Mn、Ce含量的测定,添加抗坏血酸与加入叠氮钠结果相一致,非生物氧化作用起主要作用。Actinobateria（放线菌）和Proteobacteria（变形杆菌门）是尾矿库周围地下水中的主要微生物菌群,这可能是由于尾矿库周围地下水中丰富的碱性有机物质,满足了其生长环境的需要。由柱浸实验表明库内水的渗漏改变了菌群的转化。通过环境因子关联分析,优势菌群并未受到地下水中理化性质与稀土元素的影响,而Verrucomicrobia（疣微菌门）受到了Mn与La共同的抑制作用。（3）模拟La元素的年平均速度为61.97 m/a,模拟Ce元素的年平均速度为46.24m/a。模拟稀土总量的年平均速度为56.07 m/a。虽然变化规律表明稀土元素浓度随距离的增加而降低,但也表明稀土元素随着时间的推移会进一步迁移。
武迪[9]（2019）在《铈元素处理拟微绿球藻油脂积累机理研究》文中研究说明随着人类社会的发展,化石能源不断枯竭,能源危机日益严重,人们迫切的寻找可再生能源代替化石能源,如光能,水能,太阳能等。生物质能源作为一种新型、可再生能源备受关注,而微藻因其繁殖速度快、培养方式简单、富含大量三酰甘油（TAG）、可以进行光合作用等特点被认为是未来生物柴油工业化生产的主要原料。然而,发展以微藻为原料的生物柴油存在以下缺点:如何选育出含油量较高的藻种以及提高油脂提取效率。研究表明,微藻经稀土元素胁迫后,对其油脂含量有促进的作用。本文以铈元素作为处理因素,拟微绿球藻（Nannochloropsis oculata）作为出发藻种,在f/2培养基中添加不同浓度的铈元素,测定铈元素对拟微绿球藻生物量、油脂积累,抗氧化系统以及光系统Ⅱ和油脂代谢相关基因的影响。具体结果如下:1.对尼罗红染色法检测细胞内油脂含量的染色条件优化,选择二甲基亚砜浓度、预处理温度、尼罗红染液浓度,染色时间四个条件进行单因素实验,设计正交实验,最终确定最佳染色条件为:二甲基亚砜（DMSO）浓度为20%,预处理温度35℃,尼罗红浓度为1.5μg·mL-1,染色时间10 min。用优化后检测方法检测胞内油脂含量为514 mg·L-1。最终构建了拟微绿球藻细胞油脂含量(mg·L-1)与荧光值之间的线性方程。2.用铈元素处理拟微绿球藻细胞,低浓度铈元素对拟微绿球藻的生长并无影响,而高浓度的铈元素则抑制其生长。当铈元素浓度为52.6μmol·L-1时,稳定期拟微绿球藻油脂含量最大,比对照高38%。通过透射电镜对细胞内铈元素进行定位,发现铈元素主要富集于液泡、内质网、细胞间隙等部位。3.在培养基中添加铈元素后,无论在指数期还是稳定期,CAT、SOD两种酶的活性以及胞内MDA含量均有所增加,表明在添加铈元素后,拟微绿球藻细胞内产生氧自由基,超氧阴离子等,影响胞内细胞器的正常功能,对细胞造成损害。随着铈元素浓度增加,指数期细胞中叶绿素a含量先增加后降低,而在稳定期则不断降低。对于光系统Ⅱ的能量转换情况,指数期时,光系统Ⅱ供体侧吸收的能量增加,热耗散增加,受体侧接受的能量降低;而在稳定期供体侧吸收的能量并无显着变化,耗散的能量降低,受体侧接收到的能量基本没有显着变化。4.将铈元素浓度为52.6μmol·L-1的处理组以及对照组进行RNA-seq分析后发现,共有55609个unigenes进行了GO功能注释;通过KEGG代谢途径分析,总共25039unigenes被富集到KEGG途径,基因占比最多的代谢途径包括碳水化合物代谢（共2224各基因）,氨基酸代谢（共1726个基因）,脂质代谢（共1198个基因）,能量代谢（共1111个基因）。之后对差异基因分析,发现调控丙酮酸脱氢酶复合体1、酰基辅酶A氧化酶、甘油激酶的基因是差异基因中与油脂代谢相关的关键基因。经real-time PCR检测后发现丙酮酸脱氢酶复合体1基因表达量上调5.26倍,酰基CoA氧化酶基因表达量下调了0.68倍,甘油激酶基因表达量上调1.14倍。通过铈元素处理拟微绿球藻,对其油脂含量、抗氧化系统、光系统Ⅱ、油脂代谢相关基因等指标检测,初步确定了铈元素对拟微绿球藻油脂合成的影响机制,从而为以拟微绿球藻作为生物柴油的原料提供理论支持。
胡良[10]（2019）在《硒对土壤和萝卜中砷含量的调控及对砷生物可利用度的影响》文中研究表明砷（As）是典型有毒致病元素,其污染已成为全球尤其是东南亚地区面临的重大环境问题之一,蔬菜中的砷污染是人体摄入砷的主要来源之一,而硒（Se）是人体必需的营养元素之一,可通过食物链进入体内被吸收利用,参与机体重要的生理生化活动。硒对砷毒性的缓解作用是当今的农业环境和生物交叉学科的研究热点问题,目前的研究主要集中在硒缓解砷胁迫产生的植物生理响应和元素总量分析,但关于硒对砷拮抗在土壤-蔬菜-人体肠胃环境路径中的形态迁移转化及其调控研究并不多见。本论文通过室内盆栽种植萝卜试验,在人工模拟砷污染土壤中添加亚硒酸钠（Se（IV））、硒酸钠（Se（VI））、酵母硒（Se-Y）和麦芽硒（Se-M）,通过分析土壤和萝卜中的生理生化指标、微生物学指标、砷总量和形态,以及体外模拟消化法,开展不同形式的外源硒对砷污染的调控研究,探究萝卜从生长到作为食物进入人体肠胃环境过程中硒对砷形态的迁移转化的影响及砷的生物可利用度研究。将元素形态分析和生化指标、微生物学特征相结合,综合探究硒对砷污染的调控特征,为砷污染修复和生态健康风险评价提供参考。主要研究结果如下:（1）在砷污染土壤条件下,Se-Y和Se-M处理组对萝卜的生长均有明显的促进作用,而Se（IV）和Se（VI）处理组则相反,尤其是Se（VI）处理对萝卜根的生长表现出明显的抑制作用。不同形态的外源硒及其浓度对砷的调控表现在萝卜叶绿素、抗氧化指标等方面的响应特征明显,有机硒的施加可增强萝卜的抗逆性,有机硒组的叶绿素（Chlorophyll）含量、过氧化物酶（POD）活性、超氧化物岐化酶（SOD）活性、脯氨酸（Pronline）含量、可溶性蛋白（TSP）含量总体上均高于无机硒组,而丙二醛（MDA）含量则低于无机硒组。此外,Se（VI）的添加表现出了对萝卜的胁迫和毒理效应。（2）在砷污染土壤中添加不同外源硒后,与对照组相比,除有机硒组的24Se水平外,各硒处理组的过氧化氢酶（Catalase）活性有所降低;有机硒组显着提高了脲酶（Urease）的活性,而无机硒组的脲酶活性呈现先升高后降低的趋势,且低于有机硒组;无机硒组总体上降低了脱氢酶（Dehydrogenase）的活性,而有机硒组则相反;无机硒和有机硒处理组的蔗糖酶（Sucrase）活性总体均高于对照组,无机硒处理组的蔗糖酶活性呈现先升高后降低的趋势,有机硒处理组的蔗糖酶活性呈现逐渐升高的趋势;有机硒组的FDA水解酶（FDA hydrolase）和脱氢酶活性总体上均高于相应施硒水平的无机硒组。相关性分析结果表明,土壤酶活性与大部分微生物之间呈显着正相关关系,两者对外源硒的响应具有较好的一致性。（3）有机硒处理组使土壤中的微生物数量有所增加且有利于改善土壤微生物群落结构,而无机硒处理组则降低了土壤中的微生物数量,表现出对微生物的抑制作用。随着施硒水平的增加,Se-Y和Se-M处理组的总磷脂脂肪酸（PLFA）微生物含量逐渐增加,Se（IV）处理组逐渐降低,Se（VI）处理组逐渐升高,但无机硒组均低于对照组,而有机硒组在高硒水平(>12 mg kg-1)高于对照组,在低硒水平(<3 mg kg-1)低于对照组。与对照组相比,施用有机硒可显着增加革兰氏阳性菌、革兰氏阴性菌和真菌的数量,而无机硒则对细菌和真菌产生抑制作用。施用无机硒和麦芽硒后,放线菌的数量均低于对照组;施用酵母硒后,放线菌的数量呈现逐渐升高的趋势。添加各种外源硒均可增加土壤中的真菌比细菌（F/B）和真菌比放线菌（F/A）值;无机硒使得放线菌比细菌（A/B）值升高,而有机硒则相反。相关性分析表明,不同硒源、硒水平及其交互作用均对土壤微生物PLFA含量及其微生物群落结构有显着影响（P<0.01）。（4）各处理组中土壤的砷形态含量为:残渣态砷>铁型砷>钙型砷>铝型砷>交换态砷,其中,添加有机硒可以显着降低残渣态砷和铁型砷含量。四种外源硒处理土壤的冗余分析（RDA）结果均呈现可交换态砷对土壤微生物和酶活性的作用贡献值最大。（5）Se-M、Se-Y和Se（IV）处理组中萝卜根中砷含量均低于对照组,抑制了萝卜对砷的吸收。随着施硒水平的增加,Se-M和Se-Y处理组中萝卜砷含量呈现逐渐下降的趋势,而Se（IV）处理组砷含量呈现先减少后增加的趋势。各硒处理组萝卜中有机砷含量平均值的大小顺序为:Se-M>Se（IV）>Se-Y,而有机砷占总砷的百分含量规律则为:Se-M>Se-Y>Se（IV）。砷由土壤向萝卜迁移的迁移系数大小顺序为:TFsoil-root>TFsoil-shoot>TFsoil-leave,呈现由下而上逐渐减少的趋势。双因素方差分析结果表明,不同硒源、硒水平及其交互因子均对萝卜各组织中的砷含量及酶活性存在极显着影响（P<0.01）。（6）添加不同外源硒后,胃相和小肠相的砷含量均小于其对照组,有机硒对砷的拮抗作用比无机硒更为明显;各处理组中胃相的砷含量均小于其小肠相的砷含量,As（III）的含量低于As（V）含量,不同外源硒处理中无机砷的百分含量在43.97–78.57%之间变动,这表明硒能影响无机砷和有机砷之间的相互转化。胃相和小肠相中的生物可利用度大小顺序均为:Se（IV）组>酵母硒组>麦芽硒组,可见添加有机硒组比无机硒组更能降低砷的生物可利用度。Se（IV）、Se-Y和Se-M处理的萝卜砷含量均与胃相和小肠相中的砷生物可利用度呈显着正相关（P<0.01）。双因素方差分析结果表明,添加不同外源硒、处理水平及其交互因子均对胃相和小肠相的生物可利用度存在极显着影响（P<0.01）。上述结果表明,与添加无机硒相比,在土壤中添加外源Se-Y和Se-M后,更能有效的减少上层土壤中的砷含量、改善土壤中的微生物群落结构、抑制萝卜对砷的吸收、缓解砷对萝卜的毒理效应、降低砷的生物可利用度。
二、稀土元素在土壤中的环境化学行为及其生物效应（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、稀土元素在土壤中的环境化学行为及其生物效应（论文提纲范文）
（1）电感耦合等离子体法（ICP-MS）测定地表水12种稀土元素（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 主要仪器和试剂 |
| 1.2 仪器与方法 |
| 1.3 元素选择及内标元素 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 标准曲线及检出限 |
| 2.2 精密度 |
| 2.3 实际样品加标回收率及精密度 |
| 3 结论 |
（2）土壤-水稻系统中镉生物有效性预测模型（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤-水稻系统中镉的生物有效性及其影响因素 |
| 1.1.1 土壤-水稻系统中镉的生物有效性 |
| 1.1.2 影响土壤-水稻体系中镉生物有效性的环境因素 |
| 1.2 土壤-水稻系统中镉的生物有效性研究方法 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生物学评价法 |
| 1.3 土壤-水稻系统中镉的生物有效性预测模型 |
| 1.3.1 经验模型 |
| 1.3.2 机理模型 |
| 1.3.3 半机理模型 |
| 1.4 研究内容与意义 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 土壤镉有效性的动态变化特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤采集 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 数据处理与分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 土壤镉老化过程中镉有效性的动态变化 |
| 2.3.2 土壤镉老化过程的动力学方程拟合 |
| 2.3.3 土壤镉老化前后有效态含量及其变化 |
| 2.3.4 土壤镉老化过程对理化性质的响应 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 土壤-水稻系统中镉的生物有效性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试水稻预处理 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 数据处理与分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 土壤-水稻系统水稻生长期内土壤溶液中镉的变化特征 |
| 3.3.2 土壤-水稻系统中不同生育期镉积累的变化 |
| 3.3.3 土壤-水稻系统镉在水稻不同部位的积累特征 |
| 3.3.4 土壤水稻系统中镉的生物有效性评价 |
| 3.3.5 土壤水稻系统中镉的富集和转运 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 土壤-水稻系统中镉的生物有效性模型构建与验证 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 试验数据 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 建模方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 构建回归经验模型预测稻米镉的生物有效性 |
| 4.3.2 回归经验模型的大田数据和文献数据验证 |
| 4.3.3 MSM模型对CaCl_2提取镉浓度结果的预测评估 |
| 4.3.4 构建MSM模型预测稻米镉的生物有效性 |
| 4.3.5 MSM模型中土壤固相表面镉的形态分布 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（3）西南喀斯特煤矿区汞的表生环境地球化学研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 汞的性质及其环境中的分布 |
| 1.1.1 汞的理化性质及毒性 |
| 1.1.2 环境中汞的分布 |
| 1.2 喀斯特煤矿开采与环境问题 |
| 1.2.1 喀斯特煤矿资源分布 |
| 1.2.2 喀斯特区域煤的地质特征 |
| 1.2.3 煤矿活动产生的环境问题 |
| 1.3 煤矿区汞及其它有害元素的研究现状 |
| 1.3.1 煤矿区汞的研究 |
| 1.3.2 煤矿区其它有害元素的研究 |
| 1.4 选题依据及研究意义 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第二章 研究区域概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.2 区域喀斯特地质背景 |
| 2.3 煤矿开采活动 |
| 第三章 样品采集与分析 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.1.1 固体非生物样品采集 |
| 3.1.2 生物样品采集 |
| 3.1.3 水体及尿液样品采集 |
| 3.2 样品分析 |
| 3.2.1 土壤pH、有机质的测定 |
| 3.2.2 固体非生物样品的测定 |
| 3.2.3 生物样品的测定 |
| 3.2.4 水体样品的测定 |
| 3.3 数据质量控制 |
| 3.3.1 标准工作曲线 |
| 3.3.2 空白、平行及标准样品分析 |
| 第四章 煤矿区环境介质中汞的分布特征及赋存形态 |
| 4.1 煤中汞的含量与分布 |
| 4.1.1 煤中汞的含量 |
| 4.1.2 我国不同地区煤中汞分布 |
| 4.2 煤矸石中汞的含量及形态 |
| 4.2.1 煤矸石中汞的含量 |
| 4.2.2 煤矸石中汞的赋存形态 |
| 4.3 煤矿区土壤中汞含量特征及分布 |
| 4.3.1 土壤总汞含量及形态 |
| 4.3.2 总汞与甲基汞的相关性 |
| 4.3.3 硫和铁及微量元素 |
| 4.4 喀斯特煤矿区酸性废水与沉积物中汞分布特征 |
| 4.4.1 酸性废水总汞、甲基汞含量分布 |
| 4.4.2 沉积物总汞、甲基汞含量分布 |
| 4.4.3 沉积物汞的形态 |
| 4.4.4 沉积物中硫和铁及微量元素 |
| 4.5 喀斯特煤矿区表生环境汞的生物积累 |
| 4.5.1 苔藓植物汞含量 |
| 4.5.2 煤矿区蔬菜汞分布特征 |
| 4.5.3 煤矿区稻米汞含量 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 喀斯特煤矿区汞的迁移转化影响因素 |
| 5.1 pH值对汞迁移影响 |
| 5.1.1 pH与沉积物中汞的相关性 |
| 5.1.2 pH对土壤中汞的影响 |
| 5.2 煤矿区介质中有机质对汞迁移影响 |
| 5.2.1 有机质对沉积物中汞的迁移影响 |
| 5.2.2 有机质对土壤中汞的迁移影响 |
| 5.2.3 土壤有机质对稻米中汞的累积影响 |
| 5.3 硫和铁对土壤及沉积物汞的影响 |
| 5.3.1 铁和硫对土壤及沉积物汞的影响 |
| 5.3.2 铁对沉积物汞的影响 |
| 5.3.3 沉积物中的微量元素 |
| 5.3.4 土壤中的微量元素 |
| 5.4 喀斯特煤矿区表生环境中汞的循环演化过程 |
| 5.4.1 煤矸石、沉积物和土壤矿物成分 |
| 5.4.2 煤矸石、沉积物和土壤中汞形态变化 |
| 5.4.3 喀斯特煤矿区表生环境中汞的循环演化 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 喀斯特煤矿区汞污染风险评估 |
| 6.1 生态风险评价 |
| 6.1.1 生态风险评价方法 |
| 6.1.2 土壤生态风险评价 |
| 6.1.3 沉积物生态风险评价 |
| 6.2 煤矿区居民汞暴露途径 |
| 6.2.1 汞暴露途径 |
| 6.2.2 居民发汞、尿汞含量 |
| 6.3 煤矿区居民健康风险评价 |
| 6.3.1 汞暴露量和风险因子的计算 |
| 6.3.2 风险评价结果 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）稻田土壤中砷迁移转化及其机制的原位研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤中的砷 |
| 1.1.1 土壤砷污染 |
| 1.1.2 土壤砷的存在形态 |
| 1.1.3 砷的地球化学循环 |
| 1.2 砷在稻田土壤中的迁移性 |
| 1.2.1 土壤理化性质影响砷形态 |
| 1.2.2 砷与土壤微生物的相互作用 |
| 1.2.3 水稻根系环境的影响 |
| 1.3 原位技术在稻田土壤中的应用 |
| 1.3.1 梯度扩散薄膜技术 |
| 1.3.2 平板光极 |
| 1.3.3 原位土壤酶谱 |
| 1.4 论文选题依据及研究内容 |
| 1.4.1 选题依据与研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 有效砷在水稻根际的空间异质性分布 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 方法概述 |
| 2.2.2 土壤采样和水稻培养 |
| 2.2.3 DGT吸附膜的制备 |
| 2.2.4 根箱实验 |
| 2.2.5 根际元素和氧气的原位二维成像 |
| 2.2.6 根际土壤和孔隙水采样 |
| 2.2.7 土-水分配系数 |
| 2.2.8 质量控制 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 砷及重金属在水稻根际的空间分布 |
| 2.3.2 不同DGT吸附膜测得的元素有效态 |
| 2.3.3 重金属的土-水分配影响根际元素扩散 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 根际磷酸酶活性与砷有效性的在空间分布上的关系 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 土样采集及处理 |
| 3.2.2 根际箱的准备 |
| 3.2.3 水稻培育 |
| 3.2.4 根际元素和氧气二维成像 |
| 3.2.5 土壤酶谱 |
| 3.2.6 稻根和土壤中元素浓度分析 |
| 3.2.7 16SrRNA测序 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 根尖周围砷有效性与磷酸酶活性 |
| 3.3.2 成熟根砷有效性与磷酸酶活性 |
| 3.3.3 根际细菌群落结构 |
| 3.3.4 根际砷有效态影响稻根砷吸收 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水稻根际氧化对砷迁移转化的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土样采集及处理 |
| 4.2.2 水稻培养 |
| 4.2.3 分室培养实验 |
| 4.2.4 原位二维可视化实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同品种水稻在砷污染土壤中的生长差异 |
| 4.3.2 水稻及根表铁膜中砷含量 |
| 4.3.3 孔隙水中砷形态 |
| 4.3.4 根际砷氧化酶基因丰度 |
| 4.3.5 根际As(Ⅲ)和β-glucosidase活性的二维可视化 |
| 4.3.6 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 硝酸盐对稻田不同深度砷转化的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤样品采集与处理 |
| 5.2.2 土柱淹水培养实验备 |
| 5.2.3 孔隙水样品的采集及测定方法 |
| 5.2.4 DGT装置的准备与放置 |
| 5.2.5 土壤采样及酶活性分析 |
| 5.2.6 土壤16SrRNA及As功能基因丰度分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 硝酸盐对土壤氧化还原状况的影响 |
| 5.3.2 硝酸盐对孔隙水中砷形态的影响 |
| 5.3.3 硝酸盐对有效砷和砷形态的影响 |
| 5.3.4 硝酸盐影响砷功能基因丰度 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 本文创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 已发表科研成果、参与课题及学术交流 |
| 致谢 |
（5）湖南省株洲市典型地区土壤重金属来源及生态风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.4 论文工作量 |
| 2 研究现状与研究区概况 |
| 2.1 研究现状 |
| 2.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 2.1.2 研究区土壤重金属污染现状 |
| 2.1.3 土壤重金属来源及危害 |
| 2.1.4 镉活动性及富集特征 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.2.1 自然地理与交通位置概况 |
| 2.2.2 社会经济概况 |
| 2.2.3 土壤类型 |
| 2.2.4 土地利用类型 |
| 3 工作方法与数据质量 |
| 3.1 野外工作方法 |
| 3.1.1 采样点布设 |
| 3.1.2 样品采集 |
| 3.1.3 样品加工及处理 |
| 3.2 数据质量监控 |
| 3.2.1 测试指标及分析测试方法 |
| 3.2.2 数据质量监控 |
| 3.3 数据处理及图件制作 |
| 3.3.1 相关性分析 |
| 3.3.2 成分数据分析方法 |
| 3.3.3 随机森林回归方法 |
| 4 土壤元素地球化学特征 |
| 4.1 数据预处理 |
| 4.1.1 缺失值 |
| 4.1.2 截尾值 |
| 4.2 土壤理化性质 |
| 4.2.1 pH |
| 4.2.2 有机碳 |
| 4.3 土壤养分元素 |
| 4.3.1 含量特征 |
| 4.3.2 空间分布特征 |
| 4.4 重金属元素 |
| 4.4.1 As |
| 4.4.2 Cd |
| 4.4.3 Cr |
| 4.4.4 Cu |
| 4.4.5 Hg |
| 4.4.6 Ni |
| 4.4.7 Pb |
| 4.4.8 Zn |
| 4.4.9 重金属元素间的相关性 |
| 4.5 成分数据不同数据转换方法的对比 |
| 4.5.1 统计分析 |
| 4.5.2 异常值分析 |
| 4.5.3 相关性分析 |
| 4.5.4 地球化学图比较 |
| 4.6 小结 |
| 5 土壤重金属元素来源解析 |
| 5.1 主成分分析 |
| 5.2 主成分地球化学得分图 |
| 5.3 随机森林回归分析 |
| 5.4 重金属来源解析 |
| 5.5 小结 |
| 6 重金属污染风险评价 |
| 6.1 根系土重金属污染风险评价 |
| 6.1.1 含量特征 |
| 6.1.2 形态特征 |
| 6.1.3 影响因素讨论 |
| 6.1.4 Cd活动性预测模型 |
| 6.2 水稻籽实重金属富集特征及生态风险评价 |
| 6.2.1 含量特征及超标率统计 |
| 6.2.2 土壤-水稻镉迁移转化的影响因素 |
| 6.2.3 基于随机森林回归的Cd富集系数影响因素筛选 |
| 6.2.4 重金属的吸收模型及预测 |
| 6.3 基于预测模型的生态风险评价 |
| 6.3.1 水稻籽实Cd元素含量预测结果 |
| 6.3.2 基于水稻籽实安全的土地安全利用区划 |
| 6.4 小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（6）城市河流重金属污染评价与源解析 ——以上海市黄浦江为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 重金属的概述 |
| 1.1.1 重金属的定义及来源 |
| 1.1.2 重金属在水体环境中的危害 |
| 1.2 城市河流湖泊及黄浦江流域重金属污染研究的进展 |
| 1.2.1 国外河流湖泊重金属污染研究的进展 |
| 1.2.2 国内河流湖泊重金属污染研究的进展 |
| 1.2.3 Zn与 Cu同位素源解析的研究进展 |
| 1.2.4 黄浦江流域重金属污染研究的进展 |
| 1.3 重金属污染评价与源解析方法 |
| 1.3.1 重金属污染评价方法 |
| 1.3.2 重金属源解析的方法 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究的目的和意义 |
| 第2章 样品采集与测定 |
| 2.1 研究区域概况与采样点 |
| 2.2 样品的采集与处理 |
| 2.3 主要的实验试剂与仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 水样的理化参数测定及沉积物扫描电镜分析 |
| 2.4.2 重金属的总量测定 |
| 2.4.3 沉积物重金属的形态测定 |
| 2.4.4 沉积物重金属的TOC测定 |
| 2.4.5 Zn与 Cu同位素的分析 |
| 2.5 质量控制与保证 |
| 第3章 黄浦江水体重金属的污染特征与评价 |
| 3.1 黄浦江表层水体的理化性质 |
| 3.2 黄浦江表层水体重金属四季含量 |
| 3.3 黄浦江表层水体重金属污染评价 |
| 3.3.1 单项污染指数法 |
| 3.3.2 内梅罗综合指数法 |
| 本章小结 |
| 第4章 黄浦江水体沉积物重金属的污染特征 |
| 4.1 黄浦江沉积物的SEM与 EDS分析 |
| 4.2 黄浦江沉积物重金属四季赋存含量 |
| 4.3 黄浦江沉积物重金属时空分布特征 |
| 4.4 黄浦江沉积物重金属的四季沿程占比 |
| 4.5 黄浦江沉积物重金属四季形态总量 |
| 4.6 黄浦江沉积物重金属四季形态沿程分布占比 |
| 4.7 黄浦江沉积物重金属形态与TOC之间的相关性 |
| 本章小结 |
| 第5章 黄浦江水体沉积物重金属污染评价 |
| 5.1 地累积指数法 |
| 5.2 富集系数法 |
| 5.3 沉积物质量基准 |
| 5.4 次生相和原生相分布比值法 |
| 5.5 潜在生态危害指数法 |
| 本章小结 |
| 第6章 黄浦江水体沉积物重金属污染源解析 |
| 6.1 城市化进程对黄浦江流域重金属污染的影响 |
| 6.1.1 黄浦江内河航运的发展 |
| 6.1.2 人口增长与交通出行 |
| 6.1.3 土地利用规划与产业规划布局 |
| 6.2 黄浦江沉积物重金属相关性分析 |
| 6.3 黄浦江沉积物重金属主成分分析 |
| 6.4 黄浦江沉积物重金属的聚类分析 |
| 6.5 黄浦江沉积物的Zn-Cu同位素源解析 |
| 6.5.1 黄浦江沉积物和水样Cu同位素组成 |
| 6.5.2 端元物质中Cu与 Zn同位素组成 |
| 6.5.3 Zn同位素进行沉积物污染来源示踪 |
| 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（7）生物炭异质性及其纳米结构的环境风险（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 生物炭的多级结构异质性与环境风险研究进展 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物炭的多级结构异质性 |
| 1.3 生物炭纳米颗粒的制备收集方法 |
| 1.4 生物炭纳米颗粒的环境效应 |
| 1.4.1 迁移性 |
| 1.4.2 对营养元素流失的影响 |
| 1.4.3 对植物生长的影响 |
| 1.5 生物炭的环境风险研究进展 |
| 1.5.1 生物炭在制备过程中有毒物质的生成和积累 |
| 1.5.2 生物炭在应用过程中的风险 |
| 1.6 问题的提出及论文的研究思路 |
| 第2章 生物炭异质结构的特征和环境效应 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.2 生物炭样品的制备 |
| 2.1.3 生物炭不同组分的分离和收集 |
| 2.1.4 生物炭不同组分的结构表征 |
| 2.1.5 可溶性组分和超细颗粒的分子组成解析 |
| 2.1.6 生物炭样品的反应性测试 |
| 2.1.7 生物炭可溶性组分和超细颗粒的毒性测试 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 生物炭不同组分的质量分数 |
| 2.2.2 生物炭异质结构的形貌和粒径观测 |
| 2.2.3 生物炭异质结构的元素组成分析 |
| 2.2.4 生物炭异质结构的反应性测试 |
| 2.2.5 生物炭可溶性组分和超细颗粒对发光细菌的毒性评价 |
| 2.2.6 生物炭不同尺寸颗粒可能的环境影响 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 芳构化生物炭对可离子化有机化合物的吸附机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验仪器与材料 |
| 3.1.2 生物炭的制备与表征 |
| 3.1.3 吸附实验的设置 |
| 3.1.4 基于密度泛函理论的分子构型优化 |
| 3.1.5 数据拟合处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 生物炭的结构特征 |
| 3.2.2 生物炭对IOPs的吸附速率 |
| 3.2.3 芳构化生物炭对IOPs的等温吸附曲线 |
| 3.2.4 pH对生物炭吸附IOPs的影响 |
| 3.2.5 芳构化生物炭与可离子化有机物的分子相互作用机制 |
| 3.2.6 生物炭沉积型颗粒对苯酚的吸附 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 生物炭纳米颗粒的质量分数和结构特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验仪器与材料 |
| 4.1.2 生物炭等电点的确定 |
| 4.1.3 生物炭纳米颗粒的制备和收集 |
| 4.1.4 生物炭纳米颗粒的表征 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 生物炭纳米颗粒的制备收集 |
| 4.2.2 生物炭纳米颗粒的质量分数、尺寸和形貌特征 |
| 4.2.3 生物炭纳米颗粒的元素组成 |
| 4.2.4 生物炭纳米颗粒的表面基团构成 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 生物炭纳米颗粒对植物种子萌发和幼苗生长的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验仪器与材料 |
| 5.1.2 生物炭纳米颗粒溶液及植物营养基质的配制 |
| 5.1.3 植物种子在生物炭纳米颗粒中的暴露实验 |
| 5.1.4 植物幼苗根系在生物炭纳米颗粒中的暴露实验 |
| 5.1.5 生物炭纳米颗粒的荧光定量方法 |
| 5.1.6 植物根组织的电镜观察方法 |
| 5.1.7 数据处理方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 生物炭纳米颗粒对水稻和番茄种子萌发的影响 |
| 5.2.2 生物炭纳米颗粒对水稻、番茄和芦苇幼苗生长的影响 |
| 5.2.3 植物对生物炭纳米颗粒的摄取和吸附 |
| 5.2.4 生物炭纳米颗粒在植物细胞内部的观察 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 生物炭纳米颗粒对分蘖期水稻生长和代谢的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验仪器与材料 |
| 6.1.2 水稻暴露实验 |
| 6.1.3 代谢物的提取 |
| 6.1.4 液-质联用对代谢物的检测 |
| 6.1.5 数据处理 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 生物炭纳米颗粒对分蘖期水稻生长的影响 |
| 6.2.2 生物炭纳米颗粒对水稻分蘖和叶片枯萎的影响 |
| 6.2.3 生物炭纳米颗粒胁迫下水稻叶片差异代谢物的筛选与鉴定 |
| 6.2.4 差异代谢物的层次聚类分析和代谢通路分析 |
| 6.3 小结 |
| 第7章 研究结论、创新点及展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.1.1 生物炭异质结构的特征和环境效应 |
| 7.1.2 芳构化生物炭对可离子化有机化合物的吸附机制 |
| 7.1.3 生物炭纳米颗粒的质量分数和结构特征 |
| 7.1.4 生物炭纳米颗粒对植物种子萌发和幼苗生长的影响 |
| 7.1.5 生物炭纳米颗粒对分蘖期水稻生长和代谢的影响 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历及攻读博士学位期间完成的论文、参加会议和获奖情况 |
（8）稀土尾矿库周边地下水中稀土元素分布及其迁移规律的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 包钢稀土尾矿库简介 |
| 1.1.2 稀土元素概述 |
| 1.2 稀土元素的来源及分布分异特征 |
| 1.2.1 水体中稀土元素的来源 |
| 1.2.2 水体中稀土元素的含量 |
| 1.2.3 水体中稀土元素的分布模式 |
| 1.3 水体中稀土元素的非均等性迁移 |
| 1.4 微生物对地下水中稀土元素分布的影响 |
| 1.5 地下水运移模拟 |
| 1.6 研究的目的、意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 样品的采集及预处理 |
| 2.1.3 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 水质检测方法 |
| 2.2.2 Ce、Eu正负异常值计算公式 |
| 2.2.3柱浸实验 |
| 2.2.4 尾矿库周边地下水中污染物运移模拟 |
| 2.2.5 微生物多样性检测 |
| 2.3 分析方法 |
| 3 硫酸铵的输入对地下水中稀土元素分布的影响 |
| 3.1 硫酸铵的输入对地下水中理化性质的影响 |
| 3.2 硫酸铵的输入对地下水中稀土元素的影响 |
| 3.3 硫酸铵的输入对地下水中微生物群落的影响 |
| 3.3.1 Alpha多样性分析 |
| 3.3.2 群落组成分析 |
| 3.3.3 环境因子关联分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 生物与非生物氧化过程对稀土元素分布的影响 |
| 4.1 柱浸前后稀土元素含量的变化 |
| 4.2 柱浸前后地下水理化性质的变化 |
| 4.3 柱浸前后地下水中稀土元素与理化性质相关性 |
| 4.4 柱浸前后稀土元素分布特征分析 |
| 4.5 柱浸前后地下水中微生物群落多样性分析 |
| 4.5.1 Alpha多样性分析 |
| 4.5.2 群落组成分析 |
| 4.5.3 环境因子关联分析 |
| 4.6 小结 |
| 5 不同季节地下水中稀土元素运移模拟 |
| 5.1 研究区地质概况 |
| 5.1.1 尾矿库概况 |
| 5.1.2 气候类型 |
| 5.2 水流与溶质迁移模型 |
| 5.2.1 区域地下水流模型 |
| 5.2.2 区域溶质迁移模型 |
| 5.2.3 不同季节La、Ce及稀土总量迁移模型 |
| 5.3 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（9）铈元素处理拟微绿球藻油脂积累机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 生物质能源 |
| 1.2 微藻 |
| 1.2.1 微藻概述 |
| 1.2.2 微藻功能 |
| 1.2.3 以微藻为原料制备生物柴油具备的优点 |
| 1.2.4 拟微绿球藻 |
| 1.3 藻细胞的油脂合成途径、相关影响因素及检测方法 |
| 1.3.1 藻细胞的油脂合成途径 |
| 1.3.2 pH、化学元素对微藻生长及油脂代谢的影响 |
| 1.3.3 光照、温度对拟微绿球藻生长及油脂代谢的影响 |
| 1.3.4 重金属对拟微绿球藻生长及油脂代谢的影响 |
| 1.3.5 重金属于藻细胞内的定位 |
| 1.3.6 对微藻油脂代谢有影响的基因 |
| 1.3.7 尼罗红染色法快速测定油脂含量 |
| 1.4 抗氧化系统简介 |
| 1.5 叶绿素荧光技术简介 |
| 1.6 RNA-seq简介 |
| 1.7 研究目的及意义 |
| 1.8 技术路线图 |
| 第二章 尼罗红染色法检测油脂含量的条件优化 |
| 2.1 材料与试剂 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 试剂与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 不同DMSO浓度处理后荧光值的测定 |
| 2.2.2 不同预处理温度处理后荧光值的测定 |
| 2.2.3 不同尼罗红浓度染色后荧光值的测定 |
| 2.2.4 不同染色时间处理后荧光值的测定 |
| 2.2.5设计正交实验 |
| 2.2.6 标准曲线的绘制 |
| 2.2.7 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 DMSO浓度对染色结果的影响 |
| 2.3.2 预处理温度对染色结果的影响 |
| 2.3.3 尼罗红浓度对染色结果的影响 |
| 2.3.4 染色时间对染色结果的影响 |
| 2.3.5 正交实验结果 |
| 2.3.6 XJ006 干重和OD680 标准曲线的绘制 |
| 2.3.7 脂质含量与荧光值标准曲线 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 铈元素对拟微绿球藻生长、油脂含量的影响以及胞内铈元素定位 |
| 3.1 材料与试剂 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 试剂与设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 生长和含油量的测定 |
| 3.2.2 透射电镜样品的处理 |
| 3.2.3 电感耦合等离子质谱法样品的处理 |
| 3.2.4 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同浓度铈元素对拟微绿球藻生长及含油量的影响 |
| 3.3.2 电镜观察不同铈元素浓度处理后的拟微绿球藻 |
| 3.3.3 电感耦合等离子质谱仪检测胞内铈元素含量 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 铈元素对拟微绿球藻抗氧化系统及光系统Ⅱ的影响 |
| 4.1 材料与试剂 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 试剂与设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 铈元素胁迫处理 |
| 4.2.2 SOD、CAT活性,MDA含量检测方法 |
| 4.2.3 叶绿素a检测方法 |
| 4.2.4 光系统Ⅱ相关指标检测 |
| 4.2.5 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 铈元素对拟微绿球藻抗氧化系统的影响 |
| 4.3.2 铈元素对拟微绿球藻叶绿素a含量的影响 |
| 4.3.3 铈元素对光系统Ⅱ的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 RNA-seq测序分析 |
| 5.1 材料与试剂 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 试剂与设备 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 转录组测序 |
| 5.2.2 RNA的提取 |
| 5.2.3 c DNA合成 |
| 5.2.4 基因组DNA的提取 |
| 5.2.5 引物设计 |
| 5.2.6 PCR扩增 |
| 5.2.7 实时荧光定量PCR |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 功能注释 |
| 5.3.2 铈元素胁迫拟微绿球藻差异表达基因筛选 |
| 5.3.3 差异基因KEGG代谢途径分析 |
| 5.3.4 总RNA的提取以及电泳鉴定 |
| 5.3.5 real-time PCR检测 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（10）硒对土壤和萝卜中砷含量的调控及对砷生物可利用度的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要缩略语 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状分析和发展趋势 |
| 1.2.1 土壤及蔬菜砷污染现状 |
| 1.2.2 硒对砷的拮抗机制 |
| 1.2.3 硒和砷对土壤和植物中酶和微生物的影响 |
| 1.2.4 砷的形态分析方法 |
| 1.2.5 生物可利用度评价方法 |
| 1.3 科学问题的提出 |
| 1.4 研究目标 |
| 1.5 研究内容和技术路线 |
| 1.6 本论文的特色与创新之处 |
| 1.7 拟解决的关键问题 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 供试土壤 |
| 2.1.1 盆栽试验 |
| 2.1.2 样品收获及前处理 |
| 2.2 仪器与试剂材料 |
| 2.3 测定方法 |
| 2.3.1 土壤和萝卜中的砷总量测定 |
| 2.3.2 土壤中的砷形态分析测定 |
| 2.3.3 萝卜样品的砷形态分析 |
| 2.3.4 体外模拟消化方法 |
| 2.3.5 土壤和萝卜中的生理生化指标测定 |
| 2.4 统计与制图 |
| 第3章 萝卜和土壤中的生理生化指标和微生物对不同外源硒的响应特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 萝卜的生物量特征 |
| 3.3.2 萝卜中生化指标含量及酶的活性特征 |
| 3.3.3 土壤酶的活性特征 |
| 3.3.4 土壤微生物的群落结构特征 |
| 3.3.5 相关性分析 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 不同外源硒对土壤中砷总量及形态的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同外源硒对土壤中砷总量的影响 |
| 4.3.2 不同外源硒对土壤中砷形态的影响 |
| 4.3.3 相关性分析 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 不同外源硒对萝卜中砷含量的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同外源硒对萝卜中砷总量的影响 |
| 5.3.2 不同外源硒对萝卜中砷形态分布的影响 |
| 5.3.3 砷的迁移系数 |
| 5.3.4 相关性分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 不同外源硒对萝卜砷的生物可利用度的影响研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 胃相中砷含量及其形态分布特征 |
| 6.3.2 小肠相中砷含量及其形态分布特征 |
| 6.3.3 砷的生物可利用度 |
| 6.3.4 相关性分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、稀土元素在土壤中的环境化学行为及其生物效应（论文参考文献）
- [1]电感耦合等离子体法（ICP-MS）测定地表水12种稀土元素[J]. 段雪梅,周赟,巢文军,张燕波,曾俊源,孙燕. 干旱环境监测, 2021(02)
- [2]土壤-水稻系统中镉生物有效性预测模型[D]. 任璐. 浙江大学, 2020
- [3]西南喀斯特煤矿区汞的表生环境地球化学研究[D]. 梁隆超. 贵州大学, 2020
- [4]稻田土壤中砷迁移转化及其机制的原位研究[D]. 尹带霞. 南京大学, 2020(02)
- [5]湖南省株洲市典型地区土壤重金属来源及生态风险研究[D]. 哈咸瑞. 中国地质大学(北京), 2020(12)
- [6]城市河流重金属污染评价与源解析 ——以上海市黄浦江为例[D]. 刘靳. 上海师范大学, 2020(07)
- [7]生物炭异质性及其纳米结构的环境风险[D]. 张坤. 浙江大学, 2019(06)
- [8]稀土尾矿库周边地下水中稀土元素分布及其迁移规律的研究[D]. 唐舒婷. 内蒙古科技大学, 2019(03)
- [9]铈元素处理拟微绿球藻油脂积累机理研究[D]. 武迪. 内蒙古科技大学, 2019
- [10]硒对土壤和萝卜中砷含量的调控及对砷生物可利用度的影响[D]. 胡良. 南昌大学, 2019(01)