一、应用稀土元素治理滇池蓝藻爆发的实验研究（论文文献综述）
刘寒[1]（2021）在《沉水植物适应富营养化湖泊弱光环境的生理生态学机制》文中研究指明富营养化导致的水下弱光环境威胁到沉水植物的生存。在富营养化浅水湖泊中,水体中的各种物质对红蓝光波谱吸收和散射作用较大,入射光在水体传播过程中,光强和光质均发生显着改变,直接影响沉水植物的生长、繁殖与分布格局。沉水植物作为水生生态系统中的重要初级生产者,其反过来又可影响生态服务功能。本论文通过调查长江中下游19个浅水湖泊中水下光环境状况和沉水植物的生长分布特征,分析了水下光环境的影响因子、水下光环境对沉水植物生长分布的影响以及沉水植物对水下光环境的反馈作用;并通过长江中下游湖泊常见沉水植物对不同光质生理响应的室内受控实验,阐明并揭示长江中下游富营养化湖泊中沉水植物对水下弱光环境的生理生态学适应机制。主要研究结果表明:（1）富营养化湖泊中水体的总氮、总磷、总悬浮颗粒物和叶绿素含量是影响水下光环境的关键环境因子。在调查的19个长江中下游湖泊中,水下光谱在蓝光波段衰减最强烈,其次是绿光和红光波段。低透明度湖泊中,蓝光衰减速率比红光衰减速率更快,红蓝光比值（Red/Blue）随水深（WD）呈指数增加(Red/Blue=0.5974?0.3596（2）,R2=0.9913。结构方程模型分析结果表明,总氮（WTN）、总磷（WTP）浓度的升高,不会直接影响水下光环境（Estimates=-0.033,p>0.05）,但是会导致水体中悬浮物质（TSS,WChl a）的升高（Estimates=0.801,p<0.01）,使水体透明度(SD,Zeu/WD)降低（Estimates=-1.518,p<0.001）,进而导致了水下光环境的恶化（即Kd和Red/Blue值增加,Estimates=-0.918,p<0.001）。（2）水下光环境能够影响沉水植物的生长分布。水下光环境（Kd、Red/Blue）对沉水植物化学计量性状（植物总碳（PTC）、总氮（PTN）、总磷（PTP）、氮磷比（N/P））、光合性状（叶绿素a、叶绿素a/b、Fv/Fm、alpha、ETRmax）无显着影响（p>0.05）,水下光环境的恶化但是会导致形态性状（叶面积（LA）、叶干重（LDW））减小（Estimates=-0.261,p<0.001）。进而导致沉水植物物种丰富度的降低（Estimates=0.18,p<0.01）,水下光环境还对物种丰富度存在直接效应（Estimates=-0.533,p<0.001）。（3）富营养化湖泊中沉水植物对水下光环境存在正反馈。本研究发现,沉水植物分布区域的总氮（WTN）、总磷（WTP）和叶绿素（WChl a）浓度显着低于无沉水植物分布的区域（p<0.05）,与2种以下沉水植物分布区域相比,当沉水植物物种数达到3种及3种以上时,水体透明度（SD）显着增加（p<0.05）、光衰减系数（Kd）显着减小（p<0.05）。不同类型沉水植物对水体正反馈效果也有影响。莲座型沉水植物分布区域的对水下光环境条件显着优于冠层型沉水植物分布的区域(Kd更小,Zeu/WD更大,p<0.05);从叶型来看,扁平叶型沉水植物分布区域的光环境条件显着优于针叶型沉水植物(TSS、WChl a、Red/Blue、Kd更小,SD、Zeu/WD更大,p<0.01),且扁平叶型沉水植物分布深度（WD）浅于针叶型沉水植物（p<0.001）。（4）黑藻（Hydrilla verticillata）和苦草（V.natans）的形态性状、生物量、株高、分蘖数在不同光质条件下,表现出显着差异。在不同红蓝光比例LED灯培养下,黑藻（H.verticillata）和苦草（V.natans）化学计量性状（TC、TN、TP、C/N、C/P、N/P）和光合性状（Chl a、Chl b、Chl a/b、Fv/Fm、alpha、ETRmax）均无显着差异（p<0.05）;随着红光比例的增加,黑藻（H.verticillata）和苦草（V.natans）的的叶面积（LA）、叶干重（LDW）显着减小（p<0.05）。黑藻（H.verticillata）和苦草（V.natans）在不同红蓝光比例下表现出相同的生存策略。随红光比例的增加,株高（Height）显着降低（p<0.05）,分蘖（Tiller）和生物量（Biomass）显着增加（p<0.05）。
张扬[2]（2021）在《阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究》文中认为砷是一种持久性污染物,具有活跃的化学性质和极强的生物蓄积性,因其赋存形态多变且环境毒理性强而被广泛关注。湖泊砷污染是当前最严峻的环境问题之一,其污染来源、生物毒理与富集、生态响应和环境影响是当前研究的热点。水体中砷的循环、转化过程的研究还处于初步阶段,沉积物中砷的赋存体系与迁移释放机制仍存在争议,微生物所参与的生物化学作用尚不明确,理论体系有待完善。阳宗海作为典型的深水高原湖泊之一,是流域数万居民的主要用水源,砷污染事件对湖泊功能和生态环境造成了严重的影响,而且实施絮凝修复后湖泊是否产生新的环境问题有待深入研究。为了解决湖泊用水安全和生态环境问题,本研究选取阳宗海沉积物及湖水作为研究对象,系统分析了水质参数、粒度、碳酸盐、有机质、总砷、离子、重金属元素、亚砷酸盐和砷酸盐的含量、e DNA等指标,通过210Pb-137Cs测年建立了可靠的年代序列,探讨了砷的分布、变化规律与影响因素,重建了湖泊污染历史,总结了二次污染和砷滞留的原因,评估了砷污染对生态造成的影响,讨论了应急措施、环境变化对湖泊自然演化与沉积过程的影响,提出了砷在沉积物水界面的迁移、沉积平衡,总结了微生物参与其中的生物地球化学作用。研究结果为解决湖泊当前存在的水安全问题提供了科学依据和数据基础,同时完善和补充了砷释放与迁移污染的过程和机制。论文研究结果与主要结论如下:1)查明了阳宗海水体砷含量及空间分布特征。表层水体总砷含量低于底层水体,夏季水体中总砷含量明显低于冬季。夏季阳宗海砷的浓度由表层28.03μg/L增加至底层48.85μg/L,冬季,由表层的48.63μg/L增加至底层的55.35μg/L。夏季水体砷含量差异小,冬季呈现出南部略高于北部、湖岸高于湖心的趋势。砷的空间分布主要受湖泊水化学和内源循环的影响。2)确定了阳宗海表层沉积物砷的含量及空间分布特征。总砷含量呈现点源污染和“深度控制”的分布规律。表层沉积物中砷的含量在45.69-334.67 mg/kg之间。在湖滨南岸至湖盆一块区域出现了异常高值高达297-334.67 mg/kg,南部湖盆的在137.41-223.97 mg/kg之间,湖盆中部为89.75-113.42 mg/kg,湖盆北部为45.69-77.62 mg/kg,相同湖区内深水区的表层沉积物中砷含量低于浅水区。砷含量的空间性差异受湖泊地形、沉积物地球化学背景和污染源的共同影响。3)明晰了阳宗海沉积物记录中砷的垂直变化特征。阳宗海沉积物岩芯记录中总砷含量先后呈现缓慢增加、快速增加、波动起伏、快速回落、保持平稳的趋势。总砷含量从35.44 mg/kg增加至281.17 mg/kg,后波动下降至82.35 mg/kg。PCA主成分分析显示,砷的沉积过程经历了区域-自然、流域-自然、流域-非自然、非自然状态四个阶段。砷的时空变化规律主要受人类活动与气候变化的影响。（4）揭示了阳宗海微生物群落对砷转化的影响。阳宗海不同湖区和沉积阶段内微生物群落存在差异。阳宗海沉积物中最占优势的细菌门类始终是变形杆菌（Proteobacteria）,相对丰度的平均值为22.2%。厚壁菌（Firmicutes）、酸杆菌（Acidbacteria）、螺旋体（Spirochaetes）、疣微菌（Verrucomicrobia）、浮霉菌（Planctomycetes）、拟杆菌（Bacteroidetes）的相对丰度在1.5-4.2%、2.4-4.2%、1.1-4.6%、3.4-8.2%、1.1-7.7%、2.1-5.6%之间。沉积物中的微生物与环境因子存在响应关系,微生物对砷迁移、转化是有影响的。研究结果表明,受应急措施和环境变化的双重影响,阳宗海当前水化学环境异常,水体含氧量低、透明度下降,并伴有酸化的趋势。表层沉积物中富集大量有机质,同时沉积物砷污染危害与风险要明显高于水体砷污染,存在较大的生态隐患。水—沉积物界面的沉积与释放过程是砷滞留于阳宗海水体中的原因,当前存在三种不同的迁移、释放机制,即As-HFO的还原水解、As-Fe S的氧化分解及离子竞争。湖泊砷污染出现于上个世纪90年代,通过区域搬运的风化矿物是污染物的主要赋存形态,2000年后转变为流域三废输入,2009年后污染物通过絮凝沉降的方式进入到沉积物中,当前沉积物更多地反映了湖泊自身的内源循环,而非环境背景和流域状况等外源因素对其产生的影响。环境的改变导致阳宗海砷的迁移途径发生了三次转变,当前的沉积“伪平衡”现象是As-HFO和As-Fe S体系之间的平衡状态。当前沉积物中Agrobacterium、Desulfovibrio等DARPs,将砷酸盐作为电子受体,其异养代谢过程,直接导致砷酸盐被还原。Meiothermus作为HAOs,使用亚砷酸盐作用电子供体获取能量,导致亚砷酸盐被氧化,Bacillus、Shewanella作为ARMs,通过砷还原酶将砷酸盐还原为亚砷酸盐。
杨飞,刘钰,张毅敏,高月香,张志伟,孔明,钱文瀚[3]（2020）在《滆湖蓝藻水华发生成因及控制研究进展》文中研究表明滆湖蓝藻水华现象严重影响了湖泊水体的生态环境与供水水质,同时水体经济价值降低、渔业等生物资源利用率降低。因此研究蓝藻的生长规律及"水华"的形成原因,寻求解决对策,从而科学预测和控制藻类水华的发生,具有重要的理论价值和实际意义。本文分析与总结了国内外有关水体富营养化和蓝藻水华的的研究成果,以期为进一步开展滆湖蓝藻形态和物种多样性及水华控制研究提供参考。
山丕斌[4]（2020）在《微波辅助FeCl3复合改性生物陶粒除磷研究》文中研究说明营养元素氮、磷过剩是导致水体富营养化的主要原因,而磷含量是控制淡水水体富营养化的主要因素之一,较低的氮磷比更易引起水体富营养化。吸附法除磷具有工艺简单、占地小、产泥量小、环境友好等优点,如何在提高吸附剂吸附容量的同时,控制吸附剂制备成本,是吸附法除磷的研究重点。通过实验室配制3mg/L的模拟含磷废水进行吸附处理试验,对7种常见的吸附剂材料进行比选,遴选吸附剂。采用化学法和微波法对吸附剂进行改性,对比了单一改性和复合改性共24种组合改性方式的除磷效果,最终确定吸附剂的最佳改性方式,并对改性吸附剂的最佳制备条件进行了研究。通过扫描电镜、比表面积及孔径分析、傅立叶红外光谱、X射线衍射、等温吸附曲线拟合、吸附动力学模型拟合等方法对改性吸附剂除磷的吸附机理进行分析,最后进行吸附剂的解吸再生试验和实际含磷废水的动态吸附试验。得出以下主要结论:（1）100ml的3mg/L模拟含磷废水,在吸附剂投加量20g/L,室温下振荡5h条件下,经预处理的沸石、生物陶粒、火山石、椰壳活性炭、商用活性炭、石英砂、硅藻土7种吸附剂材料中,生物陶粒对总磷吸附效果最好,去除率为61.15%,故选择生物陶粒为本试验的吸附剂。（2）单一化学改性:分别采用1mol/L的酸（HCl）、碱（NaOH）、盐（NaCl、MgCl2、CaCl2、FeCl3、Al2（SO4）3、ZnCl2）对生物陶粒进行水热化学改性,制得的8种化学试剂改性生物陶粒中,FeCl3改性生物陶粒对总磷的吸附效果最优,对100ml的3mg/L含磷废水,在吸附剂投加量20g/L,室温条件（下同）振荡吸附180min时,总磷去除率为90.24%,吸附240min时,总磷去除率达97.76%。物理化学复合改性:（1）8种化学试剂+高温焙烧（400℃3h）改性生物陶粒中,FeCl3+高温焙烧后的陶粒对磷的吸附效果最优,振荡吸附180min时,总磷去除率为70.56%,吸附240min时,总磷去除率达89.38%。（2）8种化学试剂+微波辐射（406W 10min）复合改性生物陶粒中,FeCl3+微波辐射改性陶粒对总磷的吸附效果最优,振荡吸附180min时,总磷去除率为98.27%,吸附240min时,总磷去除率可达100%。24种改性方法组合中,FeCl3+微波辐射改性生物陶粒对总磷的吸附效果最好,故选择微波辅助FeCl3改性为生物陶粒的最佳改性方法。根据单因素试验结果,FeCl3溶液浓度0.6mol/L,固液比1:5,微波辐照功率567W,微波辐照时间10min为微波辅助FeCl3改性生物陶粒（下简称改性陶粒）的最佳制备条件。（3）SEM电镜扫描发现改性陶粒表面呈现出不规则多孔结构,具有大量的孔洞、缝隙,平均孔径增大;FTIR红外光谱分析发现改性后陶粒表面官能团中,饱和烷烃基团种类和数量减少,羧基和酚羟基酸性官能团数量增加,这一方面为磷酸根的吸附提供了更多的吸附位点,另一方面陶粒形成羟基化表面,水中的磷酸根会与羟基发生离子交换,生成表面配位络合物;XRD分析可知:改性前陶粒主要由SiO2、Al2O3、CaCO3、Fe2O3等成分组成,改性后陶粒的CaCO3含量大幅降低,Al2O3含量也有所降低,此外陶粒表面出现了纳米态的FeOOH,FeOOH提高了改性陶粒整体的等电点,有利于吸附水中带负电的磷酸根离子,同时,水中的磷酸根能取代羟基位置,并与Fe3+配位,生成络合物,使磷得以去除;BET测试结果显示,改性前后陶粒孔结构类型均属不均匀狭缝孔,孔径总体处于介孔范围,最可几孔径在4.1nm左右,改性陶粒比表面积比改性前增大了3.26倍,孔容也得到较明显的提高,提高了陶粒对总磷的吸附能力。（4）改性陶粒对总磷的吸附行为更符合Langmuir等温吸附模型,相关系数为0.9858,说明对磷的吸附主要以单分子层的化学吸附为主,物理吸附为辅;改性陶粒吸附总磷过程与伪二级动力学方程拟合程度最高,相关系数为0.9944,说明总磷吸附速率的控制性步骤是化学反应或通过电子得失的化学吸附。（5）总磷浓度为3mg/L时,改性陶粒吸附总磷的静态实验最佳工况:改性陶粒投加量30g/L,模拟含磷废水溶液pH=4,反应温度55℃,振荡时间50min条件下,改性陶粒对水中总磷的吸附去除率可达100%,几乎可以实现对磷的完全去除。（6）1mol/L浓度的NaOH溶液作为解吸剂,对吸附饱和改性陶粒的解吸效果最好,总磷的解吸率达到96.22%,可以实现对磷的有效回收。经解吸处理的改性陶粒,再用来吸附3mg/L的含磷废水,总磷去除率为64.99%。（7）采用700mm柱高,50mm内径的吸附柱进行动态吸附实验。最佳吸附条件:改性陶粒滤层厚度0.45m,废水进水流量4ml/min条件下,吸附穿透时间为570min,吸附饱和时间为780min。改性陶粒滤层越厚,进水流量越小,总磷的吸附穿透时间和吸附饱和时间越长。（8）昆明某高校中水处理站初沉池出水总磷平均浓度为2.632mg/L,经改性陶粒滤柱动态吸附后总磷去除率达83.73%。呈贡区龙王庙沟上游段污水总磷浓度为1.326mg/L,动态吸附后总磷去除率达74.81%。（9）改性陶粒对废水中的总磷有较好的去除作用,原料价格比活性炭滤料低,且生物陶粒具有机械强度大、适宜微生物挂膜、不会增加出水色度的优点,适合作为水处理滤料推广使用。
姚苗苗[5]（2019）在《三种水生植物根部浸提液对伪鱼腥藻化感作用的研究》文中认为近几十年来,人类活动导致全球水体富营养化程度越来越严重,水体富营养化会促使浮游植物爆发性生长形成藻类水华,并伴有众多危害。如污染水体、释放藻毒素给动物甚至人类带来威胁等。因此寻求经济、高效且安全的控藻方式成为当今水环境领域关注的热点,而运用植物的化感抑制作用来解决藻类水华污染问题具有较高的潜力和应用前景。伪鱼腥藻是南方某梯级水库爆发蓝藻水华时的优势藻种,同时它可代谢产生嗅味物质2-甲基异莰醇（2-MIB）,但目前对于该藻的研究较少。本论文主要研究了三种水生植物香菇草、白鹤芋和红掌的根部浸提液对伪鱼腥藻生长的影响,同时研究了化感作用与藻初始浓度之间的关系,建立上述三种水生植物根部浸提液合适的控藻浓度以及比较对藻生长的抑制率,为利用上述三种植物根部浸提液的控藻提供参考。同时对抑藻机理进行了探讨,使用浮游植物分类荧光仪设备,分析藻生长过程中的叶绿素荧光参数变化,包括相对电子传递速度（r ETR）、半饱和光强（Ik）、初始斜率（α）和最大光化学量子产量（Fv/Fm）,分析不同浓度的三种水生植物根部浸提液对光合作用的影响;通过测量藻SOD、POD酶的活性以及MDA的含量,研究化感物质对伪鱼腥藻的生理活性方面的影响。（1）研究了5个浓度水平的香菇草、红掌和白鹤芋根部浸提液(2 g·L-1、4g·L-1、6 g·L-1、8 g·L-1和10 g·L-1)对伪鱼腥藻的化感作用,发现当添加量为2g·L-1、4 g·L-1时,三种水生植物根部浸提液均出现了促进伪鱼腥藻生长的现象,三种植物添加量浓度从6 g·L-1开始均能对伪鱼腥藻产生持续有效的抑制作用,且抑藻能力与添加量呈正相关。三种植物中白鹤芋根部浸提液的抑藻能力最好,红掌次之,香菇草最弱,10 g·L-1的白鹤芋根部浸提液在第22天时可以达到最高抑制率99.95%。（2）藻类的光合作用研究表明,三种植物高浓度根部浸提液添加量下(6 g·L-1、8 g·L-1和10 g·L-1)均影响藻的叶绿素荧光参数,藻的Fv/Fm、r ETR和Ik值明显下降,表明伪鱼腥藻的光能转化效率,电子传递速率,对强光的耐受能力降低,藻细胞的光合作用受抑制,藻细胞的光合系统受损。（3）藻类生理活性研究表明,三种植物高浓度根部浸提液添加量下(6 g·L-1、8 g·L-1和10 g·L-1)伪鱼腥藻细胞内的酶系统工作也受到影响,第20天时细胞内活性氧大量累积,导致超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化物酶（POD）活性下降,细胞发生脂质过氧化反应,丙二醛（MDA）大量积累。细胞膜和细胞器膜受自由基严重攻击,细胞受损伤程度较大。（4）藻细胞初始接种密度会对植物根部浸提液的抑藻效应产生明显的影响,低接种密度时抑制率极高,接种浓度为30μg·L-1,香菇草根部浸提液添加量为8g·L-1的试验组藻抑制率高达100%。研究2-MIB表明,投加香菇草根部浸提液可以降低伪鱼腥藻细胞以及水体中2-MIB的浓度,添加8g·L-1香菇草根部浸提液的试验组相对于对照组2-MIB抑制率达到77%,伪鱼腥藻致嗅物的产量明显降低。
沈斐[6]（2019）在《外源镧对铜绿微囊藻及微囊藻毒素的影响研究》文中研究说明近年来,稀土元素（rare earth elements,REEs）的广泛应用导致其在环境中不断增加,所引发的危害日益凸显。以往REEs污染的环境安全研究,更多关注的是REEs对陆生植物及其环境影响,对水生生物与水体环境安全的研究报道较少,由REEs污染引发的水体环境安全问题多被忽视。蓝藻水华的暴发不仅与其较强的适应力和繁殖有关,还与水环境的营养水平有很大的关系。鉴于此,本研究以探讨外源REEs对水环境安全的影响为目的,以太湖地区水华优势种铜绿微囊藻为观测对象,选取水环境中较丰富的镧[La（III）]作为REEs代表,模拟水环境不同营养水平和La（III）污染,运用液相色谱质谱联用、实时荧光定量PCR和激光扫描共聚焦显微镜等技术的优化组合,以外源La（III）对铜绿微囊藻种群增长、胞内微囊藻毒素（MCs）含量及种类、MCs合成关键酶（非核糖体肽合成酶,α-异丙基苹果酸合酶,色氨酸合成酶和预苯酸脱氢酶、精氨酸琥珀酸合成酶）活性和关键酶基因（leuA、tyrA、trpB、argG、mcyA、mcyB和mcyC）、元素含量和胞吞作用的影响为内容,研究外源La（III）对铜绿微囊藻及MCs的影响,旨在发现REEs对铜绿微囊藻生长及MCs的影响规律并揭示其内在机理。主要研究结果如下:（1）La（III）对铜绿微囊藻种群增长的影响。08 d时,铜绿微囊藻种群增长较慢,藻密度增长较缓,处于调整期。820 d时,铜绿微囊藻生长速度较快,种群增长率达到最大值,进入对数生长期,细胞数量呈指数递增。2028 d时,铜绿微囊藻藻密度达到了最大值,细胞分裂和死亡达到动态平衡状态,生长周期进入稳定期。28 d后,铜绿微囊藻藻密度开始下降,呈现出负增长趋势,生长进入衰亡期。低、高营养水平下（氮和磷）,铜绿微囊藻种群增长规律与正常营养水平一致,呈现S型增长模式。外源La（III）对铜绿微囊藻种群增长的影响取决于La（III）剂量:低剂量La（III）（2.0μM）促进了铜绿微囊种群增长,藻密度比对照处理组增加了4.8%,同时种群内禀增长率和环境容量增加了11.3%和16.5%。高剂量La（III）（40.0μM）抑制了铜绿微囊种群增长,藻密度比对照处理组降低了16.6%,种群内禀增长率下降了12.6%。低剂量La（III）（2.0μM）促进低营养和高营养水平铜绿微囊藻种群最大生物量分别增加了10.7%和17.0%,内禀增长率分别增加了0.463%和0.346%。高剂量La（III）（40.0μM）降低了最大环境容量和内禀增长率。因此,低剂量La（III）（2.0μM）能够促进不同营养水平环境下铜绿微囊种群增长,高剂量La（III）（40.0μM）则抑制。（2）La（III）暴露下,伴随铜绿微囊藻种群增长,MCs含量与组成变化规律。正常营养水平种群增长过程中,藻细胞内微囊藻毒素-LR（MC-LR）、微囊藻毒素-YR（MC-YR）和微囊藻毒素-LW（MC-LW）逐渐增加。种群增长进入稳定期时,细胞内MC-LR,MC-YR和MC-LW含量达到稳定。种群增长衰亡期时,MC-LR,MC-YR和MC-LW含量降低。低、高营养水平条件下,种群增长过程中,藻细胞内MC-LR、MC-YR和MC-LW含量变化趋势与正常营养水平一致。相同培养时期,高营养水平条件下,MC-LR含量高于低营养水平环境,MC-YR含量和MC-LW含量则低于低营养水平。低剂量La（III）（2.0μM）促进了正常营养水平环境铜绿微囊藻中MC-LR,MC-YR和MC-LW含量增加。种群增长进入稳定期时,MC-LR,MC-YR和MC-LW含量分别增加12%,32.1%和57.5%。高剂量La（III）（40.0μM）抑制了正常营养水平环境铜绿微囊藻中MC-LR,MC-YR和MC-LW的生成。种群增长进入稳定期时,MC-LR,MC-YR和MC-LW含量分别降低了20.6%,41.7%和58.8%。低剂量La（III）（2.0μM）同样促进了低、高营养环境下铜绿微囊藻细胞内MC-LR、MC-YR和MC-LW的含量增加,高剂量La（III）（40.0μM）则抑制。（3）从MCs合成关键酶活性及基因表达角度揭示La（III）影响MC-LR、MC-YR和MC-LW合成的内在机制。不同营养水平条件下,MCs合成关键酶活性及基因表达无显着性差异。在不同浓度La（III）影响下,MCs合成关键酶活性及基因表达呈现出显着性差异。低剂量La（III）（0.2和2.0μM）提高了铜绿微囊藻中MCs合成酶（非核糖体肽合成酶、α-异丙基苹果酸合酶、预苯酸脱氢酶、色氨酸合成酶和精氨酸琥珀酸合成酶）活性和MCs合成酶基因（leuA、tyrA、trpB、argG、mcyA、mcyB和mcyC）转录水平。高剂量La（III）（40.0μM）抑制了MCs合成酶活性和基因转录。La（III）对MCs合成酶基因转录水平的低促高抑作用,影响了铜绿微囊藻中合成酶的催化活性,促进了细胞内MC-LR,MC-YR和MC-LW含量发生变化。（4）从生态化学计量学与细胞学角度揭示La（III）影响MCs合成和组成的机理。低剂量La（III）促进了C:P、N:P和C:N摩尔比值的提高,高剂量La（III）则抑制。藻细胞内总MCs含量的变化与C:P和N:P比值呈正相关。藻细胞中C:N比值的增加,MC-LR百分含量下降,同时MC-YR和MC-LW的百分含量增加。La（III）可能通过胞吞作用影响了藻细胞内营养元素和矿物元素的吸收,进而影响了藻细胞的生长和MCs含量及组成的改变。铜绿微囊藻经La（III）处理后,荧光标记物在藻细胞内荧光明显,激活了铜绿微囊藻细胞胞吞作用,且颜色加深程度随La（III）剂量的增加而增加,胞吞作用活化程度被进一步增强。进一步研究发现,La（III）可能是通过通过网格蛋白介导的胞吞途径激活铜绿微囊藻胞吞作用,从而对铜绿微囊藻生长产生影响。本文揭示了外源La（III）对铜绿微囊藻种群增长和藻细胞内MCs含量影响的机理:La（III）通过胞吞作用进入藻细胞内并改变了铜绿微囊藻细胞对元素的吸收,导致MCs合成关键酶基因转录发生变化,影响了铜绿微囊藻中MCs合成酶的催化活性活性,进而影响种群增长和细胞内MC-LR,MC-YR和MC-LW含量。本研究为REEs对蓝藻及MCs的作用机理提供了新的认识,进一步理解REEs对蓝藻细胞的影响,为客观评价水体REEs污染所引发的环境安全风险提供参考,也为客观评价未来环境中REEs污染引发有害藻类的应激响应提供数据支撑。
赵文喜[7]（2018）在《海河干流水质变化特征与藻华预测及应急处理技术研究》文中研究表明海河干流位于海河流域末稍,全长72 km,常年缺水,基本靠调水保障,为保持海河干流水位,在入海口设闸控制,形成缓滞型河流的特点。近年来,海河干流沿线实施了工业企业关停搬迁、排污口清拆和封堵,取得了一定的成效,但沿线支流和各类排水口依然存在城镇生活和农业农村面源汇入,造成海河干流水体富营养化日趋严重,夏季藻华暴发频有发生,不仅破坏生态系统平衡,还威胁人类健康和安全。如何全面掌握海河干流水质动态变化、科学预警藻华暴发、高效处理有害藻类,是海河干流乃至海河流域水环境改善所面临的重大科学瓶颈。本研究围绕海河干流水质动态监控、藻华预警、藻华应急处理技术方面,展开了系统研究,以期为有效改善海河流域水环境质量、防治藻华暴发提供技术支撑。结合海河干流特点,选取10个点位,在20152016期间对海河干流进行连续水质采样与物理、化学、生物指标监测分析。结果表明,20152016年海河干流水质总体为V类-劣V类水质;沿上游向下游水流方向主要水质指标逐步增高;浮游植物丰度的空间变化与生物可利用的营养盐浓度高度相关,下游营养盐最丰富,浮游植物丰度最大,相反生物多样性也最低,浮游植物群落中,蓝藻所占比例较大,水温、pH是影响海河干流浮游植物群落随时间波动的最主要环境因素。实现藻华的提前预测是构建有效监控体系和应急处理的重要内容之一,本研究以海河干流水质在线监测及气象站高频、实时数据为基础,基于BP神经网络,以实时叶绿素浓度、气温、光照强度和气压四项指标为输入变量,建立了叶绿素浓度日变化量的预测模型,对海河干流大光明桥处水域叶绿素浓度随时间的变化进行预测。结果表明,预测时长越短,预测精度越高,预测时长分别为24 h、12h、6 h时,Nash效率系数分别为0.77、0.85、0.93,预报误差的标准误差分别为5.7、4.6、3.1μg/L;12 h内的预测精度可满足海河干流藻华预警的实际需求,为海河干流的藻华的短期预警提供了数据支撑。基于海河干流水质空间分布特征,构建了海河干流水质动态监控体系,包括常规监控、在线浮标监控和预警监控。常规监控为全年监控,每月1次,监控位点和监控项目参考海河干流国控断面和市控断面要求。在线浮标监控位点与常规监测相同,全年实时监控,监测项目选择与藻类密切相关指标,包括pH、铵/氨离子、电导率、盐度、溶解氧（DO）、叶绿素a、淡水蓝绿藻、氧化还原电位（ORP）。预警监控主要在5月上旬-10月中旬期间,根据藻华暴发期的不同,设置了黄、橙、红三级预警监控响应级别。预警监控以化学指标（如高锰酸钾指数、营养盐等）监控为主,辅以实时气象、水文、浮游植物、观测要素等,可为藻华预警提供及时的信息服务。为有效实施藻华应急处理,本研究结合各种藻华水体处理技术比选,筛选出符合海河干流特点的藻华处理技术,设计出一项移动式藻水收集-分离-减容脱水处理技术方案,并开发出一套移动式藻华应急喷药设备,具有较好的实际应用效果。
刘剑[8]（2017）在《天然石墨的成因、晶体化学特征及对石墨烯产业化的约束》文中指出石墨烯及其应用技术在新一轮产业革命中占据重要地位。天然石墨制备石墨烯过程中原料选取及品质控制工作是石墨烯产业化瓶颈问题之一,该工作对指导石墨烯产业终端应用和推动石墨烯产业化具有重要的理论意义和实际价值。然而,这方面见诸文献的报道很少。论文选择天然石墨的成因、晶体化学特征作为主要研究内容,采用矿床学、矿物学、晶体化学与晶体物理学、资源产业经济学、石墨烯制备过程中原料选择及品质控制研究等多学科综合研究的新方法,引进石墨矿床的研究方法并提出天然石墨对石墨烯产业化的约束这样一个新命题,探讨了天然石墨的成因、晶体化学特征对石墨烯产业化的约束,从新视角入手以揭示特定成矿地质条件约束的天然石墨对石墨烯下游应用的适用性。论文主要结论:（1）全球鳞片石墨、脉型石墨和土状石墨的形成条件主要是热力学条件、碳源、有机生物、沉积建造等方面。（2）天然石墨成因及石墨化程度决定了石墨晶体的结构、特征及物理化学特征,天然石墨的成因、晶体化学特征对氧化石墨（烯）和石墨烯结构、属性及电化学性能、导电性能有重要影响。（3）鳞片石墨的成因是影响石墨烯属性及电性能的重要因素,也是影响石墨烯制备过程中氧化-还原产物性能的重要因素。（4）天然石墨都能作为石墨烯制备过程中的初始原料,根据赋矿地质条件可以预测石墨矿物对石墨烯下游应用的适用性,且能够预先确定特定地质条件产出石墨矿物制备的石墨烯粉体适合或不适合供给下游前沿新材料石墨烯企业。（5）从企业集团、产业集群、数据库系统、石墨烯资源经济带、区域协调政策、环境法规、行业标准、动态检测等方面,提出了推动石墨烯产业化的建议。论文创新性表现在:（1）绘制了天然石墨成矿过程框架图,将天然石墨成矿过程概括为“碳质来源+含矿岩石+热力学条件+石墨化”,定义为天然石墨成矿的四要素。（2）构建了下游前沿新材料石墨烯的原料选取及品质控制的理论模型。表达式为Ggeo= F（Bat,Flex,Bio,Cor,Com,Thermo）= αBat + βFlex + γBio + δCor +εCom + ζThermo模型限定了成矿地质条件→石墨矿物→石墨烯粉体→石墨烯材料的逻辑关系,以及制备的石墨烯粉体适合或不适合作为石墨烯材料的原料,为石墨烯产业终端应用提供理论基础。（3）探索了鳞片石墨制备石墨烯具可控性的技术方法,认为石墨化程度、比表面积、缺陷度、固定碳含量、碳质来源、变质相、成矿地球动力学背景等多种因素对其有不同影响,可根据对石墨烯的层数或性能的需求选择合适的天然石墨原料。（4）基于天然石墨对石墨烯产业化的约束,将石墨烯看作战略性矿产资源并提出了石墨烯资源开发利用战略的范式。
翁圆[9]（2015）在《锁磷剂调控富营养化水体沉积物磷污染研究》文中研究指明判断富营养化水体的限制性营养盐,通过对限制性营养盐的削减与控制是有效修复富营养化水体关键之一。本研究选取山仔水库库区与福州市大学城某景观水湖区为研究对象,山仔水库库区秋冬季水体总磷浓度在0.02～0.09 mg/L,TN/TP在35～72,景观水湖区总磷浓度在0.11～0.24 mg/L,TN/TP在49～145,均表现为磷营养盐限制型。山仔水库库区冬季沉积物总磷含量554.91±10.49～598.98±9.04 μg/g,景观水湖区冬季沉积物总磷含量589.48±6.38 μg/g,两个水体沉积物中具有较大活性的有机磷和铁铝结合态磷占总磷比例较大,均达到75%以上,表明沉积物具有较大的释磷潜能。因此,山仔水库和景观水内源磷污染作为水体潜在污染源不容忽视,是水体修复关键之所在。本研究对两种锁磷剂的吸附特征进行研究,结果表明,1g Phoslock（?）能够饱和吸附9.88 mg P,1g新型锁磷剂2号可饱和吸附9.93 gg P,吸附效果略优。实验室沉积物—去离子水模拟试验结果表明,山仔水库投加Phoslock（?）及新型锁磷剂2号对总磷的去除率分别为78%～79%和81%～82%,景观水投加Phoslock（?）及新型锁磷剂2号对总磷的去除率分别为74%～77%和81%～82%,以锁磷剂2号控磷效果略优。投加Phoslock（?）后,山仔水库和景观水沉积物中相对稳定的钙结合态磷含量分别增加16.59%～24.42%和25.70%～35.86%,锁磷剂2号调控组中,山仔水库和景观水沉积物中铁铝结合态磷含量分别增加3.93%～10.48%和3.94%～13.58%。通过沉积物—原位水模拟试验结果表明,两种锁磷剂投加量为30 mg/L即0.03 kg/m3时,除磷效果最佳。投加两种锁磷剂试验组的微藻丰度均显着低于空白组（p<0.05）,山仔水库Phoslock（?）调控组抑藻率80.63%～85.76%,锁磷剂2号调控组抑藻率83.56%～86.63%;景观水Phoslock（?）调控组抑藻率80.38%～86.03%,锁磷剂2号调控组抑藻率81.95%～87.36%,且投加锁磷剂2号调控组藻类丰度递减速率略高于Phoslock（?）调控组。由此可知投加锁磷剂在一定程度上能够抑制浮游植物的增殖。投加Phoslock（?）后,水体中La3+残留量1.19～26.04 μg/L,投加Phoslock（?）与锁磷剂2号后Al3+残留量81.16～104.09 μg/L,均低于危害人体健康水平。本研究结果表明,Phoslock（?）与锁磷剂2号是具有发展前景的高效控磷修复剂。
鲍忠祥[10]（2012）在《滇池浮游植物和微囊藻毒素的时空分布及细菌去除毒素研究》文中研究表明本研究采用野外调查与实验室分析相结合的方法,在滇池外海东北区域的海东湾至海东湾与观音山方向的湖心开展了为期一年的定点监测,研究滇池蓝藻水体水华发生的时空变化,同时监测了滇池水体蓝藻藻毒素分布的时空分布特征,分析了二者间、以及二者与各环境因子之间的关系。同时,由于微生物降解是自然水体中藻毒素消减的原因之一,本文研究了从滇池分离出的3株高效溶藻菌（W7、N1、N4）,分析对微囊藻毒素的去除效果。结果表明：（1）滇池蓝藻水华发生的时空变化：浮游植物总量全年最高出现在6月,年平均浓度为2.82x108个/L,蓝藻水华高峰期在4月至12月,主要由微囊藻属构成,年平均优势度达93.73%。与历史资料相比,2001年3月至2002年2月浮游植物全年最高峰同样出现在6月,年平均浓度为4.63×108个/L,而微囊藻属年平均优势度只有72.98%。浮游植物年平均浓度保持相对稳定,而微囊藻属优势度增高。（2）滇池微囊藻毒素分布的时空变化：水体中可溶性藻毒素检出率极低,除5月份和12月份检出外,其余月份未检出,最高峰的12月含量为0.195μg/L。藻体内藻毒素在时空分布上与蓝藻时空分布一致,4月至12月藻毒素含量较高,6月达到最高峰,为7.19μg/L,1月至3月含量较低,蓝藻高峰期的4月至12月平均含量为1.61μg/L。与十年前相比,2001年5月至11月藻体内毒素平均含量为6.28μg/L,水体中可溶性藻毒素含量最高峰出现在2002年1月,含量为0.42μg/L藻体内藻毒素含量和水体中可溶性毒素含量均有减少。（3）滇池蓝藻和微囊藻毒素（简称藻毒素,或MC）与各环境因子的相关性：从滇池蓝藻浓度和水体中微囊藻毒素含量相关性分析来看,微囊藻毒素的产生与蓝藻水华暴发具有同步性,二者呈极显着正相关,相关系数为0.944。与滇池水体蓝藻浓度和藻毒素含量成显着正相关的有水温、气温、TN、TP和叶绿素a含量,成负相关的有水体透明度。（4）藻毒素对细菌的影响及细菌对藻毒素的去除：3株溶藻菌在高浓度藻毒素作用下,都受到不同程度的生长抑制,其中气单胞菌属的N4在藻毒素浓度1.0mg/L培养至48h时,生物量下降了0.07（OD600）。3株溶藻菌对藻毒素均有一定的去除率,N4去除率最高,在藻毒素浓度1.0mg/L培养至72h时,去除率达23.67%。（5）通过对滇池浮游植物和微囊藻毒素的时空分布研究,分析二者、以及二者与环境因子的相关性,对比历史资料,总结分析滇池蓝藻暴发过程及其影响因素,以细菌降解藻毒素研究为切入点,为探索滇池蓝藻暴发原因及藻毒素在水体中的环境行为提供依据。
二、应用稀土元素治理滇池蓝藻爆发的实验研究（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、应用稀土元素治理滇池蓝藻爆发的实验研究（论文提纲范文）
（1）沉水植物适应富营养化湖泊弱光环境的生理生态学机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 湖泊富营养化与沉水植被演变 |
| 1.1.1 湖泊富营养化 |
| 1.1.2 富营养化湖泊沉水植被演变 |
| 1.1.3 影响沉水植被的主要因素 |
| 1.2 富营养化对湖泊水体光环境的影响 |
| 1.2.1 影响水体光环境的主要因素 |
| 1.2.2 富营养化水体光衰减特征 |
| 1.3 沉水植被对光环境改变的响应与适应 |
| 1.3.1 光强对植物生长发育的影响 |
| 1.3.2 光质对植物生长发育的影响 |
| 1.3.3 水生植物对光环境改变的适应策略 |
| 1.4 本论文研究设计 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 关键科学问题 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 1.4.5 研究意义 |
| 第2章 长江中下游富营养化湖泊的水下光环境特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究湖泊 |
| 2.2.2 水环境因子的测定 |
| 2.2.3 水体富营养化分级评价 |
| 2.2.4 水下光环境的测定 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 长江中下游湖泊湖沼学特性及优势沉水植物分布 |
| 2.3.2 湖泊富营养化指数 |
| 2.3.3 水下光环境特征 |
| 2.3.4 水下光环境的影响因子 |
| 2.3.5 水体环境因子与水下光环境多元回归分析 |
| 2.3.6 水下光环境的影响因素—基于结构方程模型 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 低透明度水体蓝光衰减大于红光 |
| 2.4.2 水体环境因子对水下光环境的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 富营养化湖泊水下光环境对沉水植物群落的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 水体指标测定 |
| 3.2.2 沉水植物采集 |
| 3.2.3 叶绿素荧光参数、光合色素含量测定 |
| 3.2.4 形态性状测定 |
| 3.2.5 生理指标测定 |
| 3.2.6 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 水下光环境与沉水植物功能性状的线性关系 |
| 3.3.2 水体环境因子对沉水植物丰富度的影响 |
| 3.3.3 水下光环境—功能性状—丰富度结构方程模型 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 水下光环境对沉水植物功能性状的影响 |
| 3.4.2 水下光环境对物种丰富度的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 沉水植物群落对富营养化湖泊水体的正反馈作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 沉水植物采集 |
| 4.2.2 功能性状测定 |
| 4.2.3 水体环境指标测定 |
| 4.2.4 沉水植物分类 |
| 4.2.5 数据分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 物种丰富度和物种组合对水体环境的反馈作用 |
| 4.3.2 不同生长型沉水植物对水体环境的反馈作用 |
| 4.3.3 不同叶片形态沉水植物对水体环境的反馈作用 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 物种丰富度和物种组合对水体环境的反馈作用 |
| 4.4.2 不同叶片形态沉水植物对水体环境的反馈作用 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 不同光质对沉水植物功能性状的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验设计 |
| 5.2.2 实验步骤 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 光合色素含量 |
| 5.3.2 营养元素含量和化学计量特征 |
| 5.3.3 形态性状 |
| 5.3.4 生长策略 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 不同光质对沉水植物光合性状的影响 |
| 5.4.2 不同光质对沉水植物营养性状的影响 |
| 5.4.3 不同光质对沉水植物形态性状的影响 |
| 5.4.4 不同光质对沉水植物生长策略的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 本研究主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 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 |
| 研究项目及获奖情况 |
（2）阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 砷的基本性质和赋存形态 |
| 1.1.2 砷的毒理、毒性 |
| 1.1.3 砷污染来源 |
| 1.1.4 砷的迁移与赋存特征 |
| 1.2 水体砷污染研究进展 |
| 1.2.1 湖泊砷污染 |
| 1.2.2 砷的转化与释放 |
| 1.2.3 砷循环与迁移机制 |
| 1.2.4 阳宗海湖泊及污染研究 |
| 1.3 选题意义与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 主要创新点 |
| 1.3.3 研究内容与技术路线 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置及气候状况 |
| 2.1.2 土地利用及植被状况 |
| 2.1.3 流域水文及侵蚀状况 |
| 2.1.4 社会经济状况 |
| 2.2 流域环境污染现状 |
| 2.3.1 水环境污染 |
| 2.3.2 砷污染事件 |
| 第3章 阳宗海水化学与砷的迁移释放 |
| 3.1 水样采集与检测方法 |
| 3.1.1 样品采集与预处理 |
| 3.1.2 样品分析测试 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 水文特征 |
| 3.2.3 水化学环境 |
| 3.2.3.1 离子含量 |
| 3.2.3.2 离子组分 |
| 3.2.3.3 砷的变化规律 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 水体砷滞留现象及原因 |
| 3.3.2 絮凝吸附HFO体系下砷的迁移释放机制 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 阳宗海砷的沉积特征与其循环平衡 |
| 4.1 表层沉积物采集与检测方法 |
| 4.1.1 沉积物样品提取 |
| 4.1.2 元素含量 |
| 4.1.3 粒径组分 |
| 4.1.4 有机质 |
| 4.2 数据分析及评估方法 |
| 4.2.1 重金属污染负荷指数PLI(Pollution Load Index) |
| 4.2.2 沉积物质量基准(SQGs) |
| 4.2.3 潜在生态风险指数(RI) |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 表层沉积物砷的分布特征 |
| 4.3.2 沉积环境 |
| 4.3.3 沉积物污染类型与污染等级 |
| 4.3.4 生物致毒性与生态危害风险评估结果 |
| 4.3.5 污染来源分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 氯化铁絮凝吸附法的生态环境风险 |
| 4.4.2 As-Fe S和 As-HFO迁移平衡和影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 沉积物记录的阳宗海砷污染历史 |
| 5.1 岩芯提取与分析方法 |
| 5.1.1 样品采集与保存 |
| 5.1.2 样品预处理 |
| 5.2 样品分析 |
| 5.2.1 元素定量检测 |
| 5.2.2 元素扫描 |
| 5.2.3 ~(210)Pb和~(137)Cs年代学分析 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 XRF微区扫描结果 |
| 5.3.2 高分辨率年代序列的建立 |
| 5.3.3 钻孔沉积物各代用指标垂向变化特征 |
| 5.3.4 有机质、粒度和碳酸盐 |
| 5.3.5 富集因子及主成分分析结果 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 阳宗海的环境变化过程 |
| 5.4.2 阳宗海污染历史 |
| 5.4.3 砷的沉积“伪平衡”状态 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 阳宗海微生物的环境响应与涉砷影响 |
| 6.1 准备材料与提取方法 |
| 6.1.1 实验设备与及试剂配备 |
| 6.1.2 总DNA提取 |
| 6.2 16srDNA测序和分析方法 |
| 6.2.1 PCR扩增DNA序列 |
| 6.2.2 凝胶电泳分离与生物分析 |
| 6.2.3 数据处理与分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 微生物群落的变化特征 |
| 6.3.2 微生物群落结构多样性 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 微生物的环境响应与影响 |
| 6.4.2 砷迁移机制中的生物地球化学作用 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 论文主要结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
（4）微波辅助FeCl3复合改性生物陶粒除磷研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 我国水资源及水体富营养化现状 |
| 1.1.2 水体富营养化的危害与成因 |
| 1.1.3 水体中磷的来源及其存在形态 |
| 1.1.4 磷的相关水环境标准 |
| 1.1.5 常用的含磷废水处理技术 |
| 1.2 课题研究目的及意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 吸附法除磷国内外研究现状 |
| 1.3.1 吸附剂及其改性 |
| 1.3.2 改性吸附剂的除磷机理 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 课题研究创新点 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 实验方案设计 |
| 2.1 实验试剂与设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 总磷浓度的检测方法 |
| 2.2.2 总磷去除率及吸附容量的计算方法 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.3.1 吸附剂的比选 |
| 2.3.2 吸附剂改性方法比选 |
| 2.3.3 静态吸附实验 |
| 2.3.4 动态吸附实验 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 吸附剂比选及改性 |
| 3.1 吸附剂比选结果 |
| 3.2 改性方法比选结果 |
| 3.2.1 化学试剂单一改性 |
| 3.2.2 化学试剂+高温焙烧复合改性 |
| 3.2.3 化学试剂+微波辐照复合改性 |
| 3.2.4 比选结果 |
| 3.3 改性生物陶粒的最佳制备条件 |
| 3.3.1 FeCl_3溶液浓度对改性生物陶粒制备的影响 |
| 3.3.2 固液比对改性生物陶粒制备的影响 |
| 3.3.3 微波辐照功率对改性生物陶粒制备的影响 |
| 3.3.4 微波辐照时间对改性生物陶粒制备的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 静态吸附实验 |
| 4.1 改性陶粒吸附总磷的机理分析 |
| 4.1.1 改性生物陶粒的物理化学表征 |
| 4.1.2 吸附等温线模型 |
| 4.1.3 吸附动力学研究 |
| 4.2 总磷吸附过程影响因素 |
| 4.2.1 改性生物陶粒投加量对总磷吸附效果的影响 |
| 4.2.2 废水pH对总磷吸附效果的影响 |
| 4.2.3 振荡时间对磷吸附效果的影响 |
| 4.2.4 反应温度对总磷吸附效果的影响 |
| 4.3 改性生物陶粒的解吸再生实验 |
| 4.3.1 碱再生法对饱和改性生物陶粒的解吸效果 |
| 4.3.2 解吸后改性陶粒对总磷的再生吸附效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 动态吸附实验 |
| 5.1 最佳实验条件 |
| 5.1.1 废水流量对总磷吸附效果的影响 |
| 5.1.2 滤层厚度对总磷吸附效果的影响 |
| 5.2 实例分析 |
| 5.2.1 实际含磷污水取样 |
| 5.2.2 处理效果分析 |
| 5.2.3 吸附剂的经济性比较 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间发表的论文及科研成果 |
（5）三种水生植物根部浸提液对伪鱼腥藻化感作用的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 蓝藻水华的危害与治理措施 |
| 1.2.1 蓝藻水华的发生机理 |
| 1.2.2 蓝藻水华的危害 |
| 1.2.3 蓝藻水华的治理措施 |
| 1.3 化感抑藻技术的研究进展 |
| 1.3.1 化感作用的概述 |
| 1.3.2 化感抑藻的机理 |
| 1.3.3 化感抑藻的作用方式 |
| 1.4 伪鱼腥藻的概述及研究现状 |
| 1.4.1 伪鱼腥藻的生物学概述 |
| 1.4.2 伪鱼腥藻的研究现状 |
| 1.5 三种水生植物 |
| 1.5.1 白鹤芋 |
| 1.5.2 香菇草 |
| 1.5.3 红掌 |
| 1.6 课题研究的内容及意义 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 主要仪器设备 |
| 2.1.2 伪鱼腥藻 |
| 2.1.3 BG11培养基 |
| 2.1.4 三种水生植物根部浸提液 |
| 2.2 试验分析方法 |
| 2.2.1 叶绿素a浓度的测定 |
| 2.2.2 叶绿素荧光参数的测定 |
| 2.2.3 抗氧化酶的测定 |
| 2.3 数据分析方法 |
| 2.3.1 根部浸提液对藻类的抑制率计算 |
| 2.3.2 藻的比生长速率计算 |
| 2.3.3 EC50值计算 |
| 2.3.4 SOD、POD活性及MDA浓度计算 |
| 2.3.5 数据处理方法 |
| 第3章 三种水生植物根部浸提液对伪鱼腥藻生长的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验设置 |
| 3.2.1 三种水生植物根部浸提液对伪鱼腥藻影响试验设置 |
| 3.2.2 白鹤芋根部浸提液对东湖藻影响试验设置 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 香菇草根部浸提液对伪鱼腥藻生长的影响 |
| 3.3.2 白鹤芋根部浸提液对伪鱼腥藻生长的影响 |
| 3.3.3 红掌根部浸提液对伪鱼腥藻生长的影响 |
| 3.3.4 三种水生植物根部浸提液半效应浓度比较 |
| 3.3.5 白鹤芋根部浸提液对东湖藻生长的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 三种水生植物根部浸提液对伪鱼腥藻光合作用的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验设置 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 香菇草根部浸提液对伪鱼腥藻光合作用的影响 |
| 4.3.2 白鹤芋根部浸提液对伪鱼腥藻光合作用的影响 |
| 4.3.3 红掌根部浸提液对伪鱼腥藻光合作用的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 三种水生植物根部浸提液对伪鱼腥藻生理活性的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验设置 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 香菇草根部浸提液对伪鱼腥藻生理活性的影响 |
| 5.3.2 白鹤芋根部浸提液对伪鱼腥藻生理活性的影响 |
| 5.3.3 红掌根部浸提液对伪鱼腥藻生理活性的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 不同初始浓度藻对化感作用的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验设置 |
| 6.2.1 藻初始浓度设置 |
| 6.2.2 伪鱼腥藻2-MIB测量试验条件 |
| 6.3 结论与分析 |
| 6.3.1 不同藻初始浓度下伪鱼腥藻的生长 |
| 6.3.2 化感抑制作用对2-MIB浓度的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
| 致谢 |
（6）外源镧对铜绿微囊藻及微囊藻毒素的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 蓝藻与微囊藻毒素 |
| 1.1.1 湖泊富营养化 |
| 1.1.2 蓝藻及其水华 |
| 1.1.3 微囊藻毒素 |
| 1.1.4 环境与藻毒素 |
| 1.2 稀土元素污染现状及影响 |
| 1.2.1 水环境稀土元素污染现状 |
| 1.2.2 稀土元素对藻类生长影响 |
| 1.2.3 稀土元素对藻类酶活影响 |
| 1.2.4 稀土元素对光合作用影响 |
| 1.3 生态化学计量学与水生植物 |
| 1.3.1 生态化学计量学理论及其应用 |
| 1.3.2 有机体的生态化学计量学规律 |
| 1.3.3 外界条件对C、N、P的影响 |
| 1.3.4 植物系统的生态化学计量学研究 |
| 1.4 本论文的研究意义和主要研究内容 |
| 1.4.1 立题依据 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 外源镧对铜绿微囊藻种群增长的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 溶液配置 |
| 2.2.2 试材处理 |
| 2.2.3 指标测定 |
| 2.2.4 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 铜绿微囊藻种群自然增长状态与规律 |
| 2.3.2 外源镧对铜绿微囊藻种群增长的影响 |
| 2.3.3 营养水平对铜绿微囊藻种群增长影响 |
| 2.3.4 镧对不同营养水平铜绿微囊藻种群增长影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 外源镧对微囊藻毒素含量与组成影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 溶液配置 |
| 3.2.2 试材处理 |
| 3.2.3 指标测定 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 种群增长中微囊藻毒素含量与组成变化 |
| 3.3.2 外源镧暴露对微囊藻毒素含量与组成影响 |
| 3.3.3 营养水平对种群微囊藻毒素含量与组成影响 |
| 3.3.4 镧对不同营养水平微囊藻毒素含量与组成影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 外源镧对微囊藻毒素合成酶和基因影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 溶液配置 |
| 4.2.2 试材处理 |
| 4.2.3 指标测定 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同营养水平对微囊藻毒素合成酶活性影响 |
| 4.3.2 镧对不同营养水平微囊藻毒素合成酶活性影响 |
| 4.3.3 不同营养水平对微囊藻毒素合成酶基因影响 |
| 4.3.4 镧对不同营养水平微囊藻毒素合成基因影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 外源镧对铜绿微囊藻元素含量和胞吞作用影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 溶液配置 |
| 5.2.2 试材处理 |
| 5.2.3 指标测定 |
| 5.2.4 统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 镧对藻细胞营养元素化学计量比影响 |
| 5.3.2 镧对藻细胞其它矿物元素含量的影响 |
| 5.3.3 镧激活铜绿微囊藻细胞胞吞作用 |
| 5.3.4 外源镧激活藻细胞胞吞作用机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 主要结论 |
| 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录Ⅰ 攻读博士学位期间发表的论文 |
| 附录Ⅱ 英文缩写与中文名称对照 |
| 附录Ⅲ 微囊藻毒素质谱图 |
| 附录Ⅳ PCR扩增曲线 |
| 附录Ⅴ PCR熔解曲线 |
（7）海河干流水质变化特征与藻华预测及应急处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 水环境动态监控体系方法研究现状 |
| 1.2.2 水环境预警方法研究现状 |
| 1.2.3 藻华应急处理技术研发现状 |
| 1.3 研究内容、技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第2章 研究区域及研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 海河干流水环境质量调查 |
| 2.2.2 海河干流藻华预测模型 |
| 2.3 数据分析方法 |
| 2.3.1 水质指标监测方法 |
| 2.3.2 优势度 |
| 2.3.3 生物多样性及其相关指数 |
| 2.3.4 主成分分析法 |
| 2.3.5 数据处理 |
| 第3章 海河干流水质时空变化特征解析 |
| 3.1 海河干流水质监测结果与分析 |
| 3.1.1 海河干流水质评价 |
| 3.1.2 海河干流水质季节性变化 |
| 3.1.3 海河干流水质空间变化特征 |
| 3.1.4 海河干流水质污染现状小结 |
| 3.1.5 藻类暴发水质影响因子 |
| 3.2 海河干流藻类监测结果与分析 |
| 3.2.1 材料和方法 |
| 3.2.2 环境因子特征分析 |
| 3.2.3 浮游植物群落分析 |
| 3.2.4 小结 |
| 第4章 海河干流藻华预警技术研究 |
| 4.1 基于主成分分析法的主影响因子分析 |
| 4.2 基于BP神经网络的主影响因子分析 |
| 4.2.1 BP神经网络预测模型建立 |
| 4.2.2 BP神经网络主影响因子分析MATLAB实现 |
| 4.3 海河叶绿素含量预测模型构建 |
| 4.3.1 叶绿素日变化量结果分析 |
| 4.3.2 叶绿素含量预测模型构建 |
| 4.3.3 叶绿素含量预测 |
| 4.3.4 海河干流叶绿素预测模型与相关研究的比较 |
| 4.4 海河藻华预警结果分析 |
| 4.5 海河干流全河段藻华预测探讨 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 海河干流动态监控体系研究 |
| 5.1 海河干流水质监控现状 |
| 5.2 海河干流水质动态监控思路 |
| 5.3 海河干流水质动态监控要素确定 |
| 5.3.1 监控断面 |
| 5.3.2 监控时间和频次 |
| 5.3.3 监控项目 |
| 第6章 海河干流藻华应急处理技术研究 |
| 6.1 海河干流藻华应急处理技术比选 |
| 6.2 藻华处理技术研发 |
| 6.2.1 移动式藻水连续絮凝分离处理装置研制 |
| 6.2.2 移动式藻华应急喷药设备研发 |
| 6.3 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 不足与展望 |
| 7.3.1 不足 |
| 7.3.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A BP神经网络训练MATLAB代码 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（8）天然石墨的成因、晶体化学特征及对石墨烯产业化的约束（论文提纲范文）
| 摘要 Abstract 第1章 引言 |
| 1.1 选题背景和立题思想 |
| 1.2 课题来源及选题意义 |
| 1.3 研究思路和研究方法 |
| 1.3.1 研究思路 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 1.4 研究内容和研究目标 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 1.4.3 研究计划安排 |
| 1.4.4 主要工作量 |
| 1.5 研究成果与创新点 |
| 1.5.1 主要研究成果 |
| 1.5.2 创新点与特色 第2章 相关问题研究现状分析 |
| 2.1 石墨矿床研究现状分析 |
| 2.1.1 国外石墨矿床研究现状分析 |
| 2.1.2 国内石墨矿床研究现状分析 |
| 2.2 石墨矿物学研究现状分析 |
| 2.2.1 国外石墨矿物学研究现状分析 |
| 2.2.2 国内石墨矿物学研究现状分析 |
| 2.3 石墨烯制备研究现状分析 |
| 2.3.1 石墨烯 |
| 2.3.2 国内外石墨烯制备研究现状分析 |
| 2.4 石墨烯产业化现状分析 |
| 2.4.1 石墨烯产业化 |
| 2.4.2 国外石墨烯产业化现状分析 |
| 2.4.3 国内石墨烯产业化现状分析 |
| 2.5 小结 第3章 石墨矿地质矿产特征 |
| 3.1 石墨资源概况 |
| 3.1.1 石墨工业类型 |
| 3.1.2 全球石墨资源概况 |
| 3.1.3 中国石墨资源概况 |
| 3.2 石墨矿床主要类型 |
| 3.2.1 深变质石墨矿床 |
| 3.2.2 浅变质石墨矿床 |
| 3.2.3 接触变质石墨矿床 |
| 3.2.4 重熔花岗岩浆型石墨矿床 |
| 3.2.5 伟晶岩脉型石墨矿床 |
| 3.3 石墨矿成矿地质背景 |
| 3.3.1 全球石墨矿成矿背景 |
| 3.3.2 中国石墨矿成矿地质背景 |
| 3.4 石墨矿空间分布 |
| 3.4.1 全球石墨矿空间分布 |
| 3.4.2 中国石墨矿空间分布 |
| 3.5 石墨矿时间分布 |
| 3.5.1 全球石墨矿时间分布 |
| 3.5.2 中国石墨矿成矿时代 |
| 3.6 小结 第4章 典型石墨矿床 |
| 4.1 晶质(鳞片)石墨矿 |
| 4.1.1 全球鳞片石墨矿 |
| 4.1.2 黑龙江鸡西市柳毛石墨矿床 |
| 4.1.3 河南淅川县小陡岭石墨矿床 |
| 4.1.4 内蒙古兴和县黄土窑石墨矿床 |
| 4.1.5 山东平度市刘戈庄石墨矿床 |
| 4.2 脉型(块状、致密结晶状)石墨矿 |
| 4.2.1 全球脉型石墨矿 |
| 4.2.2 麻粒岩型石墨矿床(Granulite-hosted deposits) |
| 4.2.3 火成岩型石墨矿床(Igneous-hosted deposits) |
| 4.2.4 脉型石墨矿成矿作用 |
| 4.3 隐晶质(土状、无定形、微晶)石墨矿 |
| 4.3.1 全球隐晶质石墨矿 |
| 4.3.2 内蒙古大乌淀石墨矿床 |
| 4.3.3 湖南鲁塘石墨矿床 |
| 4.4 小结 第5章 天然石墨成矿过程 |
| 5.1 石墨的形成条件 |
| 5.1.1 热力学条件 |
| 5.1.2 碳源 |
| 5.1.3 前寒武纪生态系统 |
| 5.1.4 前寒武纪沉积建造 |
| 5.2 石墨矿床矿化特征 |
| 5.3 成矿模式 |
| 5.4 小结 第6章 典型矿床石墨矿物学 |
| 6.1 石墨晶体结构 |
| 6.2 石墨晶体特征 |
| 6.2.1 光学性质 |
| 6.2.2 X射线衍射谱线及晶胞参数 |
| 6.3 物理化学性质 |
| 6.3.1 物理性质 |
| 6.3.2 热效应 |
| 6.3.3 石墨化学组分 |
| 6.4 石墨物理化学参数 |
| 6.4.1 石墨化 |
| 6.4.2 石墨化程度 |
| 6.4.3 石墨化程度检验 |
| 6.4.4 变质相检验 |
| 6.5 小结 第7章 天然石墨对石墨烯产业化的约束 |
| 7.1 模型构建的依据及思路 |
| 7.1.1 天然石墨与石墨烯产业 |
| 7.1.2 天然石墨对石墨烯产业化的约束因素 |
| 7.1.3 模型构建的思路 |
| 7.2 石墨成矿地质特征的专属性 |
| 7.2.1 石墨矿石学 |
| 7.2.2 石墨岩系物源性质及沉积环境 |
| 7.2.3 石墨岩系变质及矿化蚀变 |
| 7.2.4 石墨碳同位素组成 |
| 7.2.5 地球动力学及生态演化 |
| 7.3 石墨晶体化学特征的专属性 |
| 7.4 天然石墨制备的氧化石墨(烯)和石墨烯的属性 |
| 7.4.1 天然石墨制备的氧化石墨(烯)的属性 |
| 7.4.2 天然石墨制备的石墨烯的属性 |
| 7.5 天然石墨制备的石墨烯的性能 |
| 7.5.1 天然石墨制备的石墨烯的电容性能 |
| 7.5.2 天然石墨制备的石墨烯的吸附性能 |
| 7.5.3 天然石墨制备的氧化石墨烯的吸附性能 |
| 7.6 石墨烯原料选择原则 |
| 7.6.1 天然石墨制备石墨烯的原料选择 |
| 7.6.2 石墨和石墨烯的结构表征 |
| 7.7 石墨烯的特性与应用前景 |
| 7.8 前沿新材料石墨烯的原料选取及品质控制的理论模型 |
| 7.8.1 天然石墨制备石墨烯原料选择的影响因素 |
| 7.8.2 物理模型构建 |
| 7.8.3 数学模型构建 |
| 7.9 小结 第8章 鳞片石墨制备石墨烯实证研究 |
| 8.1 实验 |
| 8.1.1 原料与化学试剂 |
| 8.1.2 氧化石墨(烯)制备 |
| 8.1.3 氧化石墨烯还原 |
| 8.1.4 结构表征方法 |
| 8.1.5 石墨烯的性能实验 |
| 8.2 结果与讨论 |
| 8.2.1 天然鳞片石墨的表征 |
| 8.2.2 氧化石墨烯和石墨烯的表征 |
| 8.2.3 石墨烯的导电性能 |
| 8.2.4 石墨烯超级电容性能 |
| 8.3 实验结论 |
| 8.4 理论模型验证 |
| 8.4.1 物理模型有效性分析 |
| 8.4.2 数学模型有用性分析 |
| 8.5 小结 第9章 石墨烯资源开发利用战略及建议 |
| 9.1 资源战略的界定 |
| 9.2 石墨烯资源开发利用战略分析 |
| 9.2.1 SWOT分析原理 |
| 9.2.2 石墨烯资源开发利用SWOT分析 |
| 9.3 资源勘查开发战略分析 |
| 9.3.1 石墨矿勘查战略 |
| 9.3.2 石墨矿开发战略 |
| 9.3.3 石墨提纯技术突破战略 |
| 9.3.4 前沿新材料石墨烯突破战略 |
| 9.4 石墨烯资源开发利用战略 |
| 9.4.1 石墨烯技术专利驱动战略 |
| 9.4.2 石墨烯资源产业集群式开发战略 |
| 9.4.3 石墨烯资源开发利用信息化战略 |
| 9.5 石墨烯资源开发利用政策及建议 |
| 9.5.1 产业倾斜政策 |
| 9.5.2 区域协调政策 |
| 9.5.3 健全完善环境法规和行业相关标准 |
| 9.5.4 建立石墨烯资源开发利用动态检测数据库 |
| 9.6 小结 第10章 结论与展望 |
| 10.1 主要研究成果 |
| 10.2 结论 |
| 10.3 展望 致谢 参考文献 附录 |
（9）锁磷剂调控富营养化水体沉积物磷污染研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 中文文摘 |
| 绪论 |
| 0.1 我国富营养化水体沉积物污染概况 |
| 0.1.1 我国富营养化水体概况 |
| 0.1.2 富营养化水体沉积物污染概况 |
| 0.2 水体沉积物磷污染研究进展 |
| 0.2.1 水体沉积物磷污染概况 |
| 0.2.2 水体沉积物磷污染修复方法 |
| 0.3 锁磷剂研究进展 |
| 0.4 本研究的目的及意义 |
| 0.5 本研究内容与技术路线 |
| 第1章 研究对象两个富营养化水体概况 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 研究区域概况 |
| 1.3 样品采集与分析 |
| 1.3.1 水样的采集与测定 |
| 1.3.2 沉积物样品的采集 |
| 1.3.3 沉积物含水率测定 |
| 1.3.4 沉积物各形态磷含量测定 |
| 1.4 结果与分析 |
| 1.4.1 水体限制性营养盐的判定 |
| 1.4.2 沉积物各形态磷含量分析 |
| 1.5 小结 |
| 第2章 锁磷剂对磷的吸附特征研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 锁磷剂简介 |
| 2.2.2 锁磷剂吸附速率试验 |
| 2.2.3 锁磷剂等温吸附试验 |
| 2.2.4 锁磷剂解吸附试验 |
| 2.2.5 锁磷剂的表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 锁磷剂吸附速率 |
| 2.3.2 锁磷剂对磷的等温吸附行为 |
| 2.3.3 锁磷剂解吸附试验 |
| 2.3.4 锁磷剂吸附前后的表征 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 锁磷剂锁磷沉积物—去离子水模拟试验研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 样品选取与分析 |
| 3.2.1 样品选取 |
| 3.2.2 样品分析 |
| 3.3 锁磷剂对沉积物磷抑制试验 |
| 3.3.1 模拟试验装置设计 |
| 3.3.2 试验设计 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 锁磷剂对沉积物磷释放的抑制效果 |
| 3.4.2 投加锁磷剂前后沉积物各形态磷含量 |
| 3.4.3 投加锁磷剂前后沉积物间隙水TDP及SRP含量 |
| 3.4.4 上覆水体中La~(3+)、Al~(3+)残留量分析 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 锁磷剂锁磷沉积物—原位水模拟试验研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 样品采集与分析 |
| 4.2.1 水样的采集与分析 |
| 4.2.2 沉积物样品的采集与分析 |
| 4.3 锁磷剂对沉积物磷抑制试验 |
| 4.3.1 模拟试验装置设计 |
| 4.3.2 试验设计 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 两个富营养化水体水质状况 |
| 4.4.2 投加锁磷剂对上覆水体的影响 |
| 4.4.3 投加锁磷剂对沉积物的影响 |
| 4.4.4 投加锁磷剂对浮游植物的影响 |
| 4.4.5 投加锁磷剂风险分析 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 主要结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 本研究的创新点 |
| 5.3 不足之处 |
| 5.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）滇池浮游植物和微囊藻毒素的时空分布及细菌去除毒素研究（论文提纲范文）
| 缩略词 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 问题的提出 |
| 1.2 国内外相关研究进展 |
| 1.2.1 水华蓝藻暴发及其影响因素研究进展 |
| 1.2.1.1 水华蓝藻暴发概况 |
| 1.2.1.2. 影响因素研究进展 |
| 1.2.2 藻毒素研究进展 |
| 1.2.2.1 藻毒素的来源 |
| 1.2.2.2 藻毒素的结构 |
| 1.2.2.3 藻毒素对生物的影响 |
| 1.2.2.4 藻毒素的性质 |
| 1.2.2.5 微囊藻生长及产毒的影响因子研究 |
| 1.2.2.6 微囊藻检测方法研究进展 |
| 1.3 尚需进一步研究的内容及本研究的创新点 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 实验的材料与方法 |
| 2.1 滇池水样采样点 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 物理指标 |
| 2.2.2 化学指标 |
| 2.2.3 生物指标 |
| 2.2.4 藻毒素的水样采集与测定 |
| 2.2.5 细菌去除藻毒素的研究方法 |
| 2.2.6 研究结果分析方法 |
| 3 结果及分析 |
| 3.1 研究区域物理因子的时空变化 |
| 3.2 研究区域营养物质的时空变化 |
| 3.3 研究区域生物因子的时空分布特征 |
| 3.3.1 叶绿素a的时空变化 |
| 3.3.2 水体浮游植物的时空分布特征 |
| 3.3.3 浮游植物优势度的时空变化特征 |
| 3.4 研究区域水体微囊藻毒素的时空变化 |
| 3.5 研究区域全年总藻浓度和藻体内MC含量与环境因子的相关分析 |
| 3.6 细菌去除MC-RR的研究 |
| 3.6.1 菌株W7生长状况及对MC的去除效果 |
| 3.6.2 菌株N1生长状况及对MC的去除效果 |
| 3.6.3 菌株N4生长状况及对MC的去除效果 |
| 3.6.4 菌株W7、N1、N4在研究区域的月际变化 |
| 4 讨论 |
| 4.1 本文研究区域滇池蓝藻水华的时空分布特征的原因分析 |
| 4.2 滇池水体微囊藻毒素含量的时空分布原因分析 |
| 4.3 细菌对水体中藻毒素的去除机制分析 |
| 5 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录：HPLC检测藻毒素含量色谱图、光谱图 |
| 致谢 |
四、应用稀土元素治理滇池蓝藻爆发的实验研究（论文参考文献）
- [1]沉水植物适应富营养化湖泊弱光环境的生理生态学机制[D]. 刘寒. 中国科学院大学(中国科学院武汉植物园), 2021(01)
- [2]阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究[D]. 张扬. 云南师范大学, 2021(09)
- [3]滆湖蓝藻水华发生成因及控制研究进展[A]. 杨飞,刘钰,张毅敏,高月香,张志伟,孔明,钱文瀚. 2020中国环境科学学会科学技术年会论文集（第一卷）, 2020
- [4]微波辅助FeCl3复合改性生物陶粒除磷研究[D]. 山丕斌. 昆明理工大学, 2020(04)
- [5]三种水生植物根部浸提液对伪鱼腥藻化感作用的研究[D]. 姚苗苗. 青岛理工大学, 2019(02)
- [6]外源镧对铜绿微囊藻及微囊藻毒素的影响研究[D]. 沈斐. 江南大学, 2019(05)
- [7]海河干流水质变化特征与藻华预测及应急处理技术研究[D]. 赵文喜. 天津大学, 2018(06)
- [8]天然石墨的成因、晶体化学特征及对石墨烯产业化的约束[D]. 刘剑. 中国地质大学(北京), 2017(11)
- [9]锁磷剂调控富营养化水体沉积物磷污染研究[D]. 翁圆. 福建师范大学, 2015(05)
- [10]滇池浮游植物和微囊藻毒素的时空分布及细菌去除毒素研究[D]. 鲍忠祥. 云南大学, 2012(12)