一、土壤污染生物修复的影响因素（论文文献综述）
王永刚[1]（2021）在《多组学技术解析红平红球菌KB1低温降解石油烃的遗传学基础及应用》文中提出
王永刚[2]（2021）在《多组学技术解析红平红球菌KB1低温降解石油烃的遗传学基础及应用》文中提出本论文分别从我国西北地区和东北地区几个大型油田采集了多份样品,研究了不同环境因子、土壤类型、养分及石油烃含量等对土着微生物群落结构和多样性的影响,挖掘了不同环境特征下的核心微生物群落,阐释了其形成的主要驱动因素。并从玉门油田典型沙质土壤中分离获得一株低温下能高效降解石油烃的红平红球菌菌株KB1,利用多相分类学方法和分子生物学技术等确定了其种属归类。同时,利用全基因组测序技术解析了其低温下降解石油烃类化合物的遗传学基础,基于转录组学、宏基因组学和代谢组学联用技术,挖掘了其潜在的降解各类型石油烃化合物的关键基因和代谢通路,为进一步研究该菌株降解石油烃的转录调控机制奠定了基础。在此基础上,利用盆栽技术分析测定了添加KB1菌剂后不同浓度石油烃污染土壤中紫花苜蓿对石油烃的生理学和生态学响应。并从土壤理化性质、酶系活性和植物生理生化特性及植物根系微生物群落等多角度基本探明了 KB1菌株-苜蓿联合修复体系降解石油烃的微生态响应机制。具体研究结果如下:1.采用高通量测序技术研究了辽宁抚顺油田（FS）、甘肃庆阳长庆油田（QY）和甘肃玉门油田（YM）不同土壤类型（黑土、黄土和沙土）、污染程度和环境因子协同塑造下的细菌群落结构和多样性差异。结果显示,采集自三个地区的16个样品在土壤养分和酶活上表现出较强的异质性,细菌归于239个门、508个纲、810个目、1417个科、2048属。Alpha多样性分析结果表明三个地区土壤样本中细菌丰度大小依次为QY>FS>YM。各地区核心菌群亦表现出显着的差异性,然而在石油烃污染物的胁迫下,各样本间细菌群落在门和属水平上呈现出一定的交叉性。总体而言,变形杆菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、放线菌门（Actinobacteria）等是具有较宽石油烃降解谱的优势细菌门。假单胞菌属（Pseudomonas）、芽孢杆菌属（Bacillus）、类诺卡氏菌属（Nocardioides）、大洋芽孢杆菌属（Oceanobacillus）、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）、布兰汉氏菌属（Alkanindiges）和链霉菌属（Streptomyces）等属水平下的细菌是石油烃类污染物主要的功能降解菌。Beta多样性分析结果阐明了空间距离限制和重复样本的随机变异可能是导致微生物群落结构差异的主要因素。偏最小二乘路径模型（PLS-PM）分析表明土壤细菌群落丰度与海拔、年降雨量和经度之间存在相关性,且随着年降雨量的增大,群落丰度大致呈上升趋势;而随着海拔的升高,细菌群落多样性呈下降趋势。2.甘肃玉门油田沙质土壤养分贫瘠,细菌的丰度和多样性亦较低,环境修复难度最大。采用平板划线法从玉门油田沙质土壤中分离获得一株具有耐低温、耐高盐性能和高石油烃降解率的菌株KB1,基于多相分类学法对其进行了鉴定,结果表明,KB1菌株为革兰氏阳性好氧微生物,呈短杆状或杆状。特征性氨基酸组分为meso-DAP（二氨基庚二酸）、Ala（丙氨酸）、Glu（谷氨酸）、Gly（甘氨酸）和Asp（天冬氨酸）;全细胞水解物特征性糖组分为阿拉伯糖、半乳糖、甘露糖和核糖;主要极性脂为双磷脂酰甘油、磷脂酰乙醇胺、磷脂酰肌醇、磷脂酰肌醇甘露糖苷和一种未知磷脂酰极性脂;非极性类脂主要由甲基萘醌组成。进一步采用16S rDNA序列和gyrB序列构建系统发育树,从进化分支上显示该菌株属于红平红球菌,命名为Rhodococcus erythropolis KB1。3.研究了 KB 1菌株在不同温度、pH和盐浓度条件下的促进植物生长活性和有机物代谢能力。结果显示,环境条件对KB1生物学活性影响极其显着（P<0.001）。在30℃,pH 7.0,1%NaCl条件下,KB1菌株螯合铁载体能力达72.43%±0.20%、产IAA约10.50±0.67 mg/L、形成生物被膜约 0.81±0.02、固氮率约为 0.36%±0.01%、产甜菜碱 0.973±0.013 mg/（L.g）;对长链烷烃的降解率可达到85%以上,且在原油胁迫中可以较好地生长,在30℃时,其最大降解率可达到64.47%±0.015%,而在低温环境中,其最大降解率仍可达到50%以上。由此说明,KB1菌株具有较强的环境适应性,有望被应用于石油烃污染环境修复中。4.联用基因组、转录组、泛基因组和代谢组技术,从多维度揭示了KB1菌株高效石油烃降解能力、良好的低温耐受性以及植物促生能力等主要生物学特性的遗传学基础。PacBio单分子长测序结果表明,KB1菌株的遗传物质主要包含1条染色体和3个质粒,共计6837个基因;编码单加氧酶、双加氧酶、芳基乙醇脱氢酶等石油烃降解相关的基因约 731个。其中,82个基因在二甲苯、氯环己烷、氯苯、萘等确定的石油烃组分降解通路中发挥着关键的作用。基于antiSMASH预测出KB1菌株中含有NPRS、Ectoine、RiPP-like等18个次级代谢产物生物合成基因簇,在遗传水平上提示KB1菌株能够产生铁载体,具有良好的盐胁迫、干燥、高温和低温等逆境适应性。不同温度条件下石油烃降解的比较转录组分析结果提示,低温下KB1菌株可通过上调ATP合成、氧化磷酸化和脂肪酸代谢等基因（FC>8）表达量,代偿性地产生能量或改变膜脂组分比例来“御寒”,且温度差异并没有引起石油烃各组分降解相关基因表达强度的显着逆转。泛基因组分析进一步表明,相对于R.erythropolis X5、R.equi ATCC33707和R.ruber YC-YT1菌株,KB 1菌株特有的基因主要行使生物酶催化、ATP合成、氧化磷酸化、应激、脂肪酸代谢和生物膜系统的塑造等。不同温度条件下石油烃降解的菌体代谢组学结果则显示,相比10℃,在16℃下处理,能确保KB1菌株的低温应激系统更好地充分发挥作用,但随着温差的加大,磷脂酰乙醇胺的表达上调在数量和强度上都会增加,且磷脂酰乙醇胺的表达上调是响应低温的主要代谢模式,这与广泛报道的磷脂酰乙醇胺发挥重要的膜脂成分功能相符。5.采用实验室盆栽技术比较分析了苜蓿（CK组）和外源性添加KB1菌剂协同苜蓿处理（PB组）在不同发育时期降解高、中、低、未污染四种浓度石油烃的土壤生态学效应。结果表明,在CK组中,土壤有机质、全氮、全磷含量以及蔗糖酶、蛋白酶活性与石油烃浓度呈正相关性（P<0.05）,速效氮、速效磷、全钾和速效钾含量与石油烃浓度呈负相关性（P<0.05）,且高浓度石油烃会抑制土壤过氧化氢酶和脲酶活性。随着苜蓿的生长发育,土壤有机质、全氮、速效氮、全磷、全钾、速效钾含量及蛋白酶酶活均呈上升趋势（P<0.05）,速效磷和pH呈下降趋势,蔗糖酶活性维持恒定,过氧化氢酶和脲酶活性在石油烃污染土壤中呈降低趋势（P<0.05）。即:高浓度石油烃严重影响土壤养分和酶系活力,苜蓿植物修复技术可以显着提高土壤有机质、氮素、钾素等指标含量及蛋白酶活性。在PB组中,外源性添加KB1菌剂可以有效降解土壤中石油烃的含量,提高土壤有机质、全氮、速效氮、全磷、速效磷、全钾和速效钾的含量,以及提升土壤蛋白酶、蔗糖酶和过氧化氢酶等活性（P<0.01）,提示KB1菌剂可以显着改善土壤营养,辅助苜蓿植物的健康生长,另一方面可以通过增加过氧化氢酶的活性,在高浓度石油烃的降解过程中发挥着先锋作用。6.采用实验室盆栽技术比较分析了苜蓿（CK组）和外源性添加KB1菌剂协同苜蓿处理（PB组）在高、中、低、未污染四种浓度石油烃环境中生长,各组织在不同发育期的生理学效应。结果表明,相较未污染组,石油烃会显着影响苜蓿细胞膜脂、光合作用效率、非酶促抗氧化和抗氧化酶系统的活性,抑制苜蓿根系的发育和植株的正常生长,尤其高浓度组表现最为突出。在CK组中,随着苜蓿的生长,其体内的丙二醛含量显着下降,脯氨酸、可溶性蛋白和叶绿素含量不断增加,抗氧化酶系活性呈升高趋势,苜蓿株高、根长等农艺学指标也不断增加（P<0.05）。与CK组相比,外源性添加KB1菌剂有效降低了苜蓿体内的丙二醛含量,提高了光合作用效率,显着提升了苜蓿在不同浓度石油烃污染土壤中的农艺性状。说明,KB1 的协同作用可以显着缓解高浓度石油烃对植物根系、膜脂的损伤和逆境下活性氧带来的损伤。7.探究了外源性添加KB1菌株对盛花期紫花苜蓿根系微生态系统结构的影响。结果表明,各组别苜蓿根系丰度前50位的优势细菌隶属于8个门、10个纲、22个科、35个属。其中25株属于变形菌门（Proteobacteria,68.5%）,4株属于拟杆菌门（Bacteroidetes,11.4%）,2株属于放线菌门（Actinobacteria,5.7%）,其余株分属于 Epsilonbacteraeota（2.8%）、Deinococcus-Thermus（2.8%）、疣微菌门（Verrucomicrobia,2.8%）、Deferribacteres（2.8%）及厚壁菌门（Firmicutes,2.8%）。在未污染组中,KB1菌株的加入显着增加了苜蓿根系细菌OTUs数量,而后,随着石油烃浓度的增加,苜蓿根系细菌OTUs数量和特有细菌OTUs数量呈先降低后增加的趋势。表明KB1菌株可以改变苜蓿根系的细菌群落结构,揭示了红平红球菌KB1菌株在联合修复中的先锋作用——通过降解不同浓度的石油烃、改善土壤生态特性、改变植物生理特性及内源性信号分子的分泌、调节土壤生态学、植物生理学和根系分泌物组成等多重作用,以重塑根系细菌群落组成和丰度的变化。
肖龙恒,唐续龙,卢光华,张颖,郭敏,张梅[3]（2022）在《重毒性铅污染土壤清洁高效修复研究进展》文中认为在介绍了铅元素污染背景、现状与危害的基础上,对土壤中铅的来源、赋存形式及其提取方法进行了详细介绍.结合土壤修复技术研究现状,对三大修复方法如物理、化学及生物修复法进行了系统综述,并从效率、适用性、经济性等方面评估了3种修复方法的优势与劣势,发现化学修复最适合重毒性铅污染治理.随之对化学淋洗法和固定化/稳定法作了详细介绍,探讨并评价了不同种类淋洗剂和固化剂的修复机制、修复效果、适用性和应用前景等.最后对未来重毒性铅污染土壤清洁高效修复提出了展望,修复方法应尽量减少对土壤的破坏;对高铅污染土壤来说联合修复技术的发展是土壤修复富有潜力的发展方向;应当尽可能地确定铅污染土壤修复机制,实现定向修复;同时应加强多功能复合材料的研发.
王庆宏,郑逸,李倩玮,王鑫,詹亚力,陈春茂[4]（2022）在《污染土壤生物联合修复机制研究进展》文中研究表明土壤污染的生物修复方法因具有独特的生态价值被广泛认可.单一种类生物修复易受复杂环境影响,而利用多种生物进行联合修复则可借助种间关系提高修复效果.本文通过整理近年来土壤中微生物、植物、动物单独修复和物种间联合修复污染的研究成果,梳理了生物联合修复过程中微生物、植物、动物三类生物的功能,明确了微生物在发挥自身污染修复能力的同时也可以减轻其他物种受到的环境胁迫;植物通过根系构建修复功能区域并与附近其他物种及环境进行物质与能量交换;动物通过自身移动和摄食行为优化土壤和微生物结构的作用机制.其中,"微生物-植物"联合修复可强化微生物与植物的共生关系、增强微生物去除污染物的能力;"植物-动物"联合修复可通过动物或其排泄物的作用改善土壤环境、促进植物生长,同时通过植物根系改善动物的生存环境;"微生物-动物"联合修复可在动物搬运摄食、消化排泄等过程中强化微生物的生长代谢能力.目前,"微生物-植物"联合修复是最主要的土壤生物联合修复方法,其修复机制较为明确,今后应进一步加强"微生物-植物-动物"联合修复机制研究,为三者联合修复土壤污染奠定基础.
王晴,杨宗帅,尹立普,宋昕,魏昌龙,李燕丽,翟伟[5]（2021）在《有机污染土壤和地下水生物修复研究热点和趋势——基于Web of Science数据库的文献计量学分析》文中认为生物修复作为经济有效、绿色可持续的修复技术,在有机污染土壤和地下水修复上具有广阔的应用前景。基于WebofScience核心数据库,通过文献计量可视化应用软件VOSviewer和CiteSpace,分析了1990–2020年有机污染土壤和地下水生物修复领域的研究热点及趋势。结果表明,有机污染土壤和地下水生物修复领域的论文发表数量呈增长趋势,发文总量最多的国家是美国和中国,但是2012年后中国年发文量快速增加,并位居第一。该领域的相关研究主要发表在Chemosphere、Environmental Science&Technology、Science of the Total Environment等top期刊上。全球研究机构中中国科学院发文量最多,但是来自美国加州大学的总被引频次和h-index最高。发文量最多的是来自英国兰卡斯特大学的学者Semple教授,我国发文量最多的是来自中国科学院南京土壤研究所的骆永明研究员。下一步研究重点和热点:针对复合污染土壤和地下水,研发新型耦合强化生物修复技术,采用先进的分子生物学方法探索功能微生物及其功能基因,阐明生物降解机理,明确原位污染土壤和地下水的靶向性调控机制。
唐垂云,钟娟,吕莹,张明江,孙娟,刘兴宇[6]（2021）在《土壤中铀污染修复技术研究进展》文中认为铀及其衰变产物引起的土壤污染是全球关注的重大环境问题,不仅会引起生态风险,还会对人体健康造成威胁。因此,如何有效地解决铀污染、完善铀污染土壤修复技术体系,是实现铀矿冶行业可持续发展的关键。目前,铀污染土壤的修复技术主要有物理-化学修复、生物修复以及联合修复3种方式。本文首先介绍了铀在土壤中的赋存形态及其危害,然后对各种修复技术的研究现状及优缺点进行了详细综述,阐述了铀污染修复的影响因素,最后总结了目前铀污染土壤修复技术存在的挑战,并展望了该领域修复技术未来的发展方向,以期在实际应用中充分结合环境因素和各种修复方法的适用性,选择合适的修复技术实现污染土壤中铀的高效去除。
杨珍珍,耿兵,田云龙,李红娜[7]（2021）在《土壤有机污染物电化学修复技术研究进展》文中研究表明综述了有机污染土壤的电动力修复和微生物电化学修复的最新研究进展。分析了电动力修复中电极材料、运行条件等因素对污染物去除效果的影响,总结了添加表面活性剂、引入具有降解能力的基质、与化学或生物联合等方式对土壤修复效果的强化作用,阐述了微生物电化学修复的效果、影响因素和微生物群落演变的规律。电化学技术能够有效去除土壤中的有机污染物,且电动力较微生物电化学具有更好的去除效果。为了实现电化学技术在污染土壤修复中的应用,未来需要从土壤导电性、电极材料以及反应器构型等方面优化以提高修复效果;此外,电化学修复技术的机理、功能微生物的群落特征研究等也是下一步研究的重点。
闫潇[8]（2021）在《湿法解毒后复溶铬渣堆场污染特征及复合微生物修复研究》文中进行了进一步梳理铬及其化合物作为重要的工业原料广泛地应用于电镀、制革、印染、合金等行业。然而,铬盐生产过程中产生大量铬渣,铬渣无组织堆存和排放将形成大大小小的“铬渣山”,造成周边环境铬污染严重。我国历史遗留的铬渣堆场数量多且污染重。铬渣中的铬主要以Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）存在,其中Cr（Ⅵ）毒性大、易迁移和生物可利用性强,所以对铬渣处理的实质就是去除游离态Cr（Ⅵ）。目前,我国急需修复铬渣中的Cr（Ⅵ）关键技术。本文以青海某铬盐厂湿法解毒后铬渣堆场作为研究对象,针对该场区的Cr（Ⅵ）复溶,出现“返黄”现象,引起场区土壤的二次污染问题进行研究。通过调研场地污染特征,提出采用经济、环保和可持续的微生物修复技术处理湿法解毒后场地铬污染。通过选育具有修复功能微生物菌株,揭示了功能微生物修复铬污染的机理,并以实现场区铬污染的现场修复为目标,进行了系统的研究,确定了微生物技术对铬渣堆场修复的可行性,为类似场地的修复提供了实验基础和工艺思路。本研究获得的主要研究成果如下:（1）选育了 4株具有修复功能的微生物菌株。通过场地调研,在查清铬渣堆场污染特征的基础上,对铬渣样品的进行高通量测序,确定属地存在能够去除Cr（Ⅵ）的微生物菌群;对属地微生物进行了驯化、分离、纯化及鉴定,选育出具有修复功能微生物:Stenotrophomonas maltophilia,Ochrobactrum sp.,Bacillus megaterium 和Pseudomonasputida;对比纯功能微生物与复合功能微生物去除Cr（Ⅵ）能力,结果表明,复合功能微生物去除能力较纯微生物更强,所以选择复合功能微生物用于后续的工艺优化研究。（2）获得了功能微生物去除Cr（Ⅵ）的最优培养工艺。为了提高功能微生物对Cr（Ⅵ）的去除能力,采用单一因子试验,获得各因子的最优值;采用Plackett-Burman试验,比较各因子对功能微生物去除Cr（Ⅵ）的影响,结果表明,碳源>接种量>温度>pH值>盐分>氮源>转速;采用响应面的Box-Behnken模型预测各敏感因子交互作用下的最优值,获得微生物的最优培养工艺为:碳源添加至1.8 g/L、pH值调整为8.0、接种量为10%、温度设置为30℃,此条件下Cr（Ⅵ）去除率和OD600值分别高达89.01%和1.36。（3）揭示了功能微生物修复Cr（Ⅵ）的机理。功能微生物去除Cr（Ⅵ）包括生物吸附、生物还原和生物矿化三大机理。对Cr（Ⅵ）去除的贡献呈现为:生物还原（69.61%）>生物吸附（19.26%）>生物矿化（11.23%）。通过收集产物进行X射线光电子能谱技术分析发现,在功能微生物的作用下,通过铬还原酶的催化作用水溶态Cr（Ⅵ）逐渐还原为Cr（Ⅲ）沉淀,且电子顺磁共振检测到还原过程中有不稳定的中间产物Cr（V）生成。剖析生物吸附机理,通过三维荧光光谱分析发现,微生物代谢过程中累积的胞外聚合物（EPS）主要由类蛋白质和富里酸类物质组成。傅里叶红外光谱分析表明,EPS中包含大量功能基团,为吸附污染物提供丰富的结合位点。对产物进行镜检和物相分析发现,随矿化时间产物不断累积,且逐渐有稳定的晶体物质生成。（4）分析了功能微生物修复Cr（Ⅵ）的可行性。通过摇瓶试验、柱试验扩大到现场中试研究,结果表明,在功能微生物的修复过程中,铬渣体系宏观和微观的变化佐证了生物修复技术的可行性。宏观上,Cr（Ⅵ）的去除率逐渐增加,中试后期去除率高达99%以上;体系内的氧化还原电位逐渐由200 mV以上降低至-100 mV以下,由强氧化状态转化为还原态;柱体系渗透能力逐渐降低,修复后期渗透率几乎为0;体系中铬的赋存形态分析表明,逐渐由非稳定态转化为稳定态,经过355天的修复稳定态达95%以上;浸出毒性表明,体系浸出液中Cr（Ⅵ）的浓度逐渐降低,修复后期仅为3.1 mg/L,低于固体废物浸出液允许排放的标准（50mg/L）（HJ/T 299-2007）。微观上,修复过程中,体系OD600值逐渐增加,为Cr（Ⅵ）的去除提供了丰富的生物材料。微生物群落演替表明,功能微生物的相对丰度不断增加,成为优势菌群,在体系中构建了相对有利于生物修复的群落结构。上述研究证明微生物修复铬污染技术实现了由实验室探索阶段到现场应用的转化。该技术能够实现持久稳定的修复效果,可持续的解决铬渣中Cr（Ⅵ）复溶问题,从而有效遏制湿法解毒后的“返黄”现象。
左莹莹[9]（2021）在《铅锌矿区土壤污染特征及微生物诱导碳酸钙对Pb2+的吸附作用研究》文中进行了进一步梳理我国铅锌矿资源丰富,但人类在矿产资源的开发和利用过程中所带来的重金属污染问题却日益严重。因此,亟待研究开发一种高效、环保的新型修复材料。生物矿化是自然界中的一个普遍现象,深刻地影响着自然界地表环境中各种重金属元素的释放、迁移、转化及固定,因而受到了生物地球化学、环境与生物科学和地质微生物学等领域专家学者的广泛关注。研究微生物诱导矿化产物去除重金属的机制,对修复铅锌矿区土壤重金属污染有重要意义。本论文以贵州省普定县向荣矿业有限公司的铅锌矿附近土壤为对象,对该区域土壤重金属污染特征进行研究,利用高通量测序法对土壤的微生物多样性进行分析,从中筛选出具有耐Pb能力的菌株,并利用该菌株诱导生成碳酸钙,探究了微生物诱导碳酸钙沉淀对Pb2+的最佳吸附条件和机理。主要研究成果如下:（1）该铅锌矿区土壤中Pb、Zn、Cd和As几种重金属均存在不同程度的超标现象,污染程度由大至小排序为Cd、Zn、Pb、As。矿区土壤的综合污染指数在1.00-20.77之间,其中,表现为中度和重度污染的土壌样品分别占样品总数的33.3%和61.9%。土壤重金属相关性结果显示,在P<0.01水平上,重金属Pb-Zn、Pb-Cd、Zn-Cd呈极显着正相关,说明铅锌矿区土壤中的Pb、Zn、Cd地球化学性质相似且可能来自于相同的污染源或污染程度相近。（2）该铅锌矿区重金属污染对土壤微生物的多样性影响显着。供试土壤中共检测到19个细菌门,尾矿库区污染最严重,多样性最低,物种数和优势菌门较少,相对丰度最高的细菌类群是变形菌门（Proteobacteria）;相反,污染相对较轻的采样点多样性高,物种数和优势菌门较多,细菌分布相对均衡,细菌群落更为稳定。（3）从供试土壤中筛选出1株耐铅细菌GW-1,研究发现该菌可以在Pb2+浓度为1000 mg·L-1的LB固体培养基中生长,对铅有较强的耐受性。依据对其16S r DNA序列的测序结果,由BLAST对比分析,推测为短小芽胞杆菌（Bacillus pumilus）。（4）利用短小芽胞杆菌诱导碳酸钙,研究了不同Ca2+浓度对微生物诱导碳酸钙沉淀的影响,结合SEM-EDS和XRD等手段对矿化产物进行了表征。（5）对其吸附去除Pb2+的最佳条件进行探讨,当Pb2+初始浓度为10 mg·L-1（p H0=6）、吸附剂的添加量为1 g·L-1,在25℃和180 r·min-1的条件下振荡反应36 h,吸附效果最好,Pb2+的去除率达到98.8%。动力学和等温线结果显示,该吸附过程符合伪二级动力学和Langmuir等温方程,最大吸附量为68.4 mg·g-1。结合SEM-EDS、XRD、FTIR等表征手段,吸附机理结果表明该吸附剂对Pb2+的吸附主要是物理吸附。
李秀璋,张宗豪,刘欣,李玉玲[10]（2021）在《土壤生物修复技术研究进展》文中指出随着工业化和城镇化的加速,人类生活的每个方面都对土壤的健康造成潜在的威胁。从原材料的开采到产品生产和运输、以及化学品使用或意外泄漏都是土壤污染的重要来源,严重威胁到家畜、野生动植物、人类、甚至整个生态系统的健康。相对于现代土壤修复方法,传统方法往往费用昂贵且耗时耗力。由于受到多种环境生物因子的影响,一些传统方法的效果并不佳,如果处理不当还会导致土壤物理性状进一步恶化。随着对环境微生物的研究深入,利用特殊微生物进行重金属、放射性元素、氯化溶剂、石油碳氢化合物、多氯联苯、阿特拉津、有机磷杀虫剂等污染的土壤逐渐成为可能。利用微生物进行污染土壤的治理不仅能在最大程度上保持土壤的物理性状,而且相对于传统方法成本较低,近年来利用微生物介导的土壤修复技术已成为土壤修复领域的热点之一。本文对土壤修复技术及其工作原理进行了扼要总结,以期对生物修复技术的发展提供借鉴。
二、土壤污染生物修复的影响因素（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、土壤污染生物修复的影响因素（论文提纲范文）
（2）多组学技术解析红平红球菌KB1低温降解石油烃的遗传学基础及应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 石油烃化合物对生物体及环境生态系统的危害 |
| 1.1.2 常见石油烃化合物的分类 |
| 1.1.3 石油烃化合物的清除及降解 |
| 1.2 基于知识图谱分析微生物降解石油烃的现状和趋势 |
| 1.3 红球菌属微生物石油烃降解发展动态分析 |
| 1.3.1 红球菌属微生物低温石油降解机制的细胞结构学基础 |
| 1.3.2 红球菌属微生物低温石油降解的生物化学和酶学基础 |
| 1.3.3 全基因组及转录调控机制的研究 |
| 1.4 微生物-植物联合修复石油烃化合物 |
| 1.4.1 石油烃化合物的植物修复 |
| 1.4.2 石油烃化合物的微生物-植物联合修复 |
| 1.4.3 根系修复技术应用于石油烃化合物的修复过程 |
| 1.5 创新点 |
| 1.6 主要研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线图 |
| 第2章 不同石油污染土壤类型细菌菌群结构和多样性分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与设备 |
| 2.2.1 样品采集与地理信息 |
| 2.2.2 主要试剂与设备 |
| 2.3 测定方法 |
| 2.3.1 土壤TPH和基础养分含量测定 |
| 2.3.2 土壤微生物总DNA提取、16S r RNA基因的克隆及高通量测序分析 |
| 2.3.3 数据处理与生物信息学分析 |
| 2.3.4 统计学分析 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 土壤总石油烃(TPH)含量、理化性质及理化因子间的相关性分析 |
| 2.4.2 有效序列分布及OTU聚类分析 |
| 2.4.3 不同土壤样品的Alpha多样性分析 |
| 2.4.4 Beta多样性及基于Uni Frac距离的组间(组内)差异比较分析 |
| 2.4.5 样本间优势微生物类群的分类学组成差异分析 |
| 2.4.6 相关性分析与菌群代谢功能预测 |
| 2.4.7 环境因子对微生物群落结构及石油烃含量的影响 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 环境因子对微生物群落结构的影响 |
| 2.5.2 石油烃污染土壤中微生物群落的Alpha多样性分析 |
| 2.5.3 石油烃类污染土壤中微生物群落的Beta多样性及组间(组内)差异分析 |
| 2.5.4 石油烃污染土壤中优势菌群与功能菌群分析 |
| 2.6 小结 |
| 第3章 红平红球菌KB1的多相分类学及生物学特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与设备 |
| 3.2.1 菌株来源 |
| 3.2.2 主要试剂和培养基 |
| 3.2.3 主要设备 |
| 3.2.4 统计学分析及数据库 |
| 3.3 测定方法 |
| 3.3.1 菌株培养特征和形态学特征 |
| 3.3.2 菌株生理生化特性测定 |
| 3.3.3 药敏性实验 |
| 3.3.4 菌株基因型分析 |
| 3.3.5 菌株化学特征分析 |
| 3.3.6 菌株的植物促生长和逆境适应生物学活性分析 |
| 3.3.7 KB1菌株原油降解能力分析 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 培养特征和形态特征 |
| 3.4.2 生理生化特性 |
| 3.4.3 化学分类特征 |
| 3.4.4 分子分类特征 |
| 3.4.5 不同环境下KB1菌株产铁载体能力分析 |
| 3.4.6 不同环境下KB1菌株产IAA量的分析 |
| 3.4.7 不同环境下KB1菌株形成生物被膜的能力分析 |
| 3.4.8 不同环境下KB1菌株产ACC脱氨酶能力分析 |
| 3.4.9 不同环境下KB1菌株固氮能力分析 |
| 3.4.10 不同环境下KB1菌株产甜菜碱能力分析 |
| 3.4.11 不同环境下KB1菌株产漆酶能力分析 |
| 3.4.12 不同底物环境下KB1菌株产脱氢酶能力分析 |
| 3.4.13 KB1菌株对多种单一石油烃的降解率 |
| 3.4.14 KB1菌株在石油烃中的生长情况及总降解率 |
| 3.4.15 KB1菌株耐盐和低温的基因簇 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 多组学联合解析红平红球菌KB1高效降解石油烃和低温适应性的分子机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 菌株及培养基 |
| 4.2.2 样品收集 |
| 4.2.3 DNA提取 |
| 4.2.4 基因组DNA质量评价 |
| 4.2.5 RNA提取 |
| 4.2.6 RNA质量评价 |
| 4.2.7 全基因组测序及分析 |
| 4.2.8 转录组测序及分析 |
| 4.2.9 UHPLC-ESI-MS代谢组检测及分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 全基因组测序数据质控结果 |
| 4.3.2 KB1全基因组范围的基因长度分布及其GO和 KEGG注释结果 |
| 4.3.3 KB1全基因组范围的功能基因分布 |
| 4.3.4 R.erythropolis KB1基因组中可能的次级代谢产物基因簇 |
| 4.3.5 KB1石油烃代谢相关基因和通路概况 |
| 4.3.6 典型石油烃成分降解基因簇及降解途径富集 |
| 4.3.7 常见的碳水化合物代谢相关途径富集分析 |
| 4.3.8 基于糖代谢反映的KB1对不同类型碳骨架的代谢能力 |
| 4.3.9 基于转录组解析KB1低温适应性分子机制 |
| 4.3.10 石油烃降解途径相关基因表达谱 |
| 4.3.11 基于泛基因组解析KB1石油烃降解和低温适应的分子机制 |
| 4.3.12 基于代谢组分析揭示KB1低温适应性分子机制 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 KB1-紫花苜蓿降解土壤中石油烃的植物生理和生态学响应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与设备 |
| 5.2.1 主要试剂 |
| 5.2.2 主要设备 |
| 5.3 材料与方法 |
| 5.3.1 材料 |
| 5.3.2 盆栽实验 |
| 5.3.3 土壤石油烃含量和理化指标的测定 |
| 5.3.4 土壤主要酶系活力的测定 |
| 5.3.5 植物生长农艺性状的测定 |
| 5.3.6 植物抗氧化指标测定 |
| 5.3.7 统计方法 |
| 5.4 实验结果 |
| 5.4.1 苜蓿修复过程中不同浓度石油烃对土壤理化的影响 |
| 5.4.2 不同浓度石油烃对土壤酶系活性变化 |
| 5.4.3 不同处理周期苜蓿对土壤中石油烃降解率的影响 |
| 5.4.4 不同浓度石油烃对苜蓿农艺性状的影响 |
| 5.4.5 不同浓度石油烃对苜蓿丙二醛、脯氨酸、可溶性蛋白、可溶性糖及叶绿素含量的影响 |
| 5.4.6 不同浓度石油烃对苜蓿抗氧化酶系活性的影响 |
| 5.4.7 苜蓿植物修复过程中土壤、植物及石油烃降解率相关性分析 |
| 5.4.8 苜蓿植物修复过程中土壤、植物及石油烃降解率关系路径分析 |
| 5.4.9 KB1菌株强化修复石油烃对土壤理化性质的影响 |
| 5.4.10 KB1菌株强化修复石油烃对土壤酶系的影响 |
| 5.4.11 不同时间段KB1-苜蓿联合修复对土壤中石油烃降解率的影响 |
| 5.4.12 KB1菌株强化修复对苜蓿农艺性状的影响 |
| 5.4.13 KB1菌株强化修复对苜蓿丙二醛、脯氨酸、可溶性蛋白、可溶性糖及叶绿素含量的影响 |
| 5.4.14 KB1菌株强化修复对苜蓿抗氧化酶活性的影响 |
| 5.4.15 KB1菌株-苜蓿联合修复过程中土壤、植物及石油烃降解率相关性分析 |
| 5.4.16 KB1菌株-苜蓿联合修复过程中土壤、植物及石油烃降解率关系路径分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 KB1-苜蓿联合修复石油烃污染土壤的微生态响应机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与设备 |
| 6.2.1 主要试剂 |
| 6.2.2 主要设备 |
| 6.3 材料与方法 |
| 6.3.1 材料 |
| 6.3.2 盆栽实验 |
| 6.3.3 土壤石油烃含量和理化指标的测定 |
| 6.3.4 土壤主要酶系活力的测定 |
| 6.3.5 植物生长农艺性状的测定 |
| 6.3.6 植物抗氧化指标测定 |
| 6.3.7 植物内源性信号分子含量测定 |
| 6.3.8 土壤微生物多样性组成及相关性分析 |
| 6.3.9 统计方法 |
| 6.4 实验结果 |
| 6.4.1 不同石油烃浓度对土壤理化指标的影响 |
| 6.4.2 不同石油烃浓度对土壤酶系活力的影响 |
| 6.4.3 不同石油烃浓度对植物农艺性状的影响 |
| 6.4.4 不同石油烃浓度对苜蓿丙二醛、脯氨酸、可溶性蛋白质、可溶性糖及叶绿素含量的影响 |
| 6.4.5 不同石油烃浓度对植物苜蓿抗氧化酶活性的影响 |
| 6.4.6 不同石油烃浓度对植物苜蓿信号分子含量的影响 |
| 6.4.7 不同修复方式对石油烃降解率的影响 |
| 6.4.8 不同处理组苜蓿植物根系土壤细菌测序数据质控 |
| 6.4.9 不同处理组苜蓿植物根系土壤细菌OTU数及分布 |
| 6.4.10 不同处理组苜蓿根系土壤优势细菌种属进化树 |
| 6.4.11 不同处理组苜蓿根系土壤细菌OTU聚类分析 |
| 6.4.12 不同处理组苜蓿根系土壤细菌门水平和属水平结构组成 |
| 6.4.13 不同处理组苜蓿根系土壤细菌Alpha多样性 |
| 6.4.14 不同处理组苜蓿根系土壤细菌β多样性 |
| 6.4.15 不同处理组苜蓿根系土壤细菌差异物种分析 |
| 6.4.16 不同处理组苜蓿根系土壤细菌群落功能预测 |
| 6.4.17 不同处理组苜蓿根系土壤细菌共发生网络分析 |
| 6.4.18 KB1菌株对无石油烃污染组苜蓿根系微生态效应分析 |
| 6.4.19 KB1联合修复低浓度石油烃对苜蓿根系微生态效应分析 |
| 6.4.20 KB1联合修复中浓度石油烃组苜蓿根系微生态效应分析 |
| 6.4.21 KB1联合修复高浓度石油烃组苜蓿根系微生态效应分析 |
| 6.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（3）重毒性铅污染土壤清洁高效修复研究进展（论文提纲范文）
| 1 重金属污染背景 |
| 1.1 重金属污染现状 |
| 1.2 重金属危害 |
| 2 铅污染土壤概述 |
| 2.1 土壤中铅的来源及污染现状 |
| 2.2 重毒性铅金属危害 |
| 2.3 土壤中铅的赋存形态及提取方法 |
| 2.3.1 土壤中铅的赋存形态 |
| 2.3.2 土壤铅污染管控标准 |
| 2.3.3 土壤中铅的提取方法 |
| 3 铅污染土壤修复方法 |
| 3.1 铅污染土壤修复方法 |
| 3.1.1 物理修复 |
| 3.1.2 化学修复 |
| 3.1.3 生物修复 |
| 3.2 修复技术综合评价 |
| 3.3 铅污染土壤化学淋洗技术 |
| 3.3.1 无机淋洗剂 |
| 3.3.2 人工螯合剂 |
| 3.3.3 天然有机酸 |
| 3.4 土壤固化修复 |
| 3.4.1 磷酸盐类 |
| 3.4.2 黏土矿物类 |
| 3.4.3 生物炭类 |
| 3.5 高浓度铅污染土壤修复现状 |
| 4 展望 |
（4）污染土壤生物联合修复机制研究进展（论文提纲范文）
| 1 单一生物土壤修复机制 |
| 1.1 微生物修复机制 |
| 1.2 植物修复机制 |
| 1.3 动物修复机制 |
| 2 生物联合修复研究 |
| 2.1 微生物-植物联合修复 |
| 2.2 植物-动物联合修复 |
| 2.3 微生物-动物联合修复 |
| 2.4 生物联合修复效果对比 |
| 3 结论与展望 |
（5）有机污染土壤和地下水生物修复研究热点和趋势——基于Web of Science数据库的文献计量学分析（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 数据来源 |
| 1.2 研究方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 发文量及来源国家分析 |
| 2.2 发文机构分析 |
| 2.3 主要作者分析 |
| 2.4 载文期刊分析 |
| 2.5 关键词共现分析 |
| 2.6 被引文献分析 |
| 2.7 研究重点与研究趋势 |
| 3 总结 |
（6）土壤中铀污染修复技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 铀污染土壤修复技术现状 |
| 1.1 物理-化学修复技术 |
| 1.1.1 土壤淋洗 |
| 1.1.2 电动修复 |
| 1.1.3 土壤玻璃化 |
| 1.2 生物修复 |
| 1.2.1 微生物修复 |
| 1.2.2 植物修复 |
| 1.3 联合修复 |
| 2 铀污染修复的影响因素 |
| 2.1 铀形态 |
| 2.2 共存离子和有机质 |
| 2.3 土壤类型 |
| 2.4 存在的挑战 |
| 3 结语 |
（7）土壤有机污染物电化学修复技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 土壤有机污染物的电动力修复 |
| 1.1 电动力修复的影响因素 |
| 1.2 电动力修复的强化 |
| 2 土壤有机污染物的微生物电化学修复 |
| 2.1 微生物电化学修复的效果及影响因素 |
| 2.2 微生物电化学修复的强化 |
| 2.3 土壤MFCs修复中的微生物分析 |
| 3 结论及展望 |
（8）湿法解毒后复溶铬渣堆场污染特征及复合微生物修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 铬及铬渣的危害 |
| 1.1.1 铬的性质 |
| 1.1.2 铬渣及其危害 |
| 1.2 铬渣堆场土壤铬污染现状与环境化学行为 |
| 1.2.1 湿法解毒后铬渣堆场铬污染现状 |
| 1.2.2 铬污染来源 |
| 1.2.3 铬赋存形态及迁移转化规律 |
| 1.2.4 铬污染对环境的影响 |
| 1.3 铬渣堆场土壤铬污染的常规治理方法 |
| 1.3.1 客土、换土法 |
| 1.3.2 化学淋洗法 |
| 1.3.3 湿法解毒法 |
| 1.3.4 电动修复法 |
| 1.3.5 有机配体法 |
| 1.3.6 植物修复法 |
| 1.4 铬渣堆场土壤铬污染的微生物修复法 |
| 1.4.1 微生物原位修复法 |
| 1.4.2 植物-微生物联合修复法 |
| 1.4.3 微生物修复铬污染的生物学表征 |
| 1.4.4 微生物修复铬污染的机理 |
| 1.4.5 微生物修复铬污染土壤的现状及发展 |
| 1.5 本研究的背景、目的和意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 2 实验材料和研究方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 铬渣堆场基本概况 |
| 2.1.2 样品化学组成 |
| 2.1.3 样品物相组成 |
| 2.2 实验药剂与设备 |
| 2.2.1 实验药剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 样品的采集与预处理 |
| 2.3.2 铬渣样品中微生物的富集、驯化及分离纯化 |
| 2.3.3 功能微生物优化实验 |
| 2.3.4 微生物胞外聚合物(EPS)的提取 |
| 2.3.5 微生物中铬还原酶的提取 |
| 2.3.6 土壤总铬提取及测定 |
| 2.3.7 铬渣中铬稳定性检测实验 |
| 2.4 分析检测方法 |
| 2.4.1 铬渣堆样品物相及理化检测 |
| 2.4.2 功能微生物生理生化性质检测及分子生物学鉴定 |
| 2.4.3 Cr(Ⅵ)浓度测定及去除率检测 |
| 2.4.4 蒽酮-硫酸比色法对多糖的测定 |
| 2.4.5 Lowry法对蛋白含量的测定 |
| 2.4.6 三维荧光光谱法对EPS的测定 |
| 2.4.7 宏基因组微生物分类序列测定 |
| 3 铬渣堆场及周边土壤铬污染特征 |
| 3.1 研究区土壤的污染状况 |
| 3.2 土壤铬污染评价 |
| 3.3 土壤铬污染迁移规律 |
| 3.4 土壤中铬赋存形态 |
| 3.5 微生物群落结构分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 功能微生物的选育与驯化 |
| 4.1 功能微生物的驯化 |
| 4.1.1 原渣样驯化法 |
| 4.1.2 纯化学试剂驯化法 |
| 4.2 功能微生物的初筛 |
| 4.3 功能微生物理化性质检测 |
| 4.4 功能微生物分子生物学鉴定 |
| 4.5 复合功能微生物对Cr(Ⅵ)的去除 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 复合功能微生物去除Cr(Ⅵ)的工艺优化 |
| 5.1 单因子优化实验 |
| 5.1.1 不同种类碳源对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.2 不同种类氮源对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.3 不同温度对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.4 不同pH值对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.5 不同盐份对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.6 不同接种量对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.7 不同转速对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.2 Plackett-Burman优化实验 |
| 5.3 响应面优化实验 |
| 5.3.1 响应面优化实验的模型选择 |
| 5.3.2 响应面法优化因子实验 |
| 5.3.3 响应面优化的验证实验 |
| 5.4 复合功能微生物群落演替规律 |
| 5.5 初始浓度对复合功能微生物工艺优化的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 功能微生物去除Cr(Ⅵ)的机理研究 |
| 6.1 功能微生物及其沉淀产物的镜检 |
| 6.1.1 功能微生物SEM检测 |
| 6.1.2 功能微生物TEM检测 |
| 6.1.3 功能微生物TEM-EDS检测 |
| 6.1.4 沉淀产物的SEM-EDS检测 |
| 6.2 不同机理对微生物去除Cr(Ⅵ)的贡献分配 |
| 6.2.1 功能微生物对溶液中Cr(Ⅵ)的去除 |
| 6.2.2 生物吸附对微生物去除Cr(Ⅵ)贡献及相关机理分析 |
| 6.2.3 生物还原对微生物去除Cr(Ⅵ)贡献及相关机理分析 |
| 6.2.4 生物矿化对微生物去除Cr(Ⅵ)贡献及其相关机理分析 |
| 6.2.5 修复机理与微生物群落演替的相关性 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 复合功能微生物修复铬渣堆场铬污染的技术研究 |
| 7.1 复合功能微生物修复铬渣的摇瓶实验研究 |
| 7.1.1 修复体系中pH值和氧化还原电位(Eh值)变化规律 |
| 7.1.2 摇瓶修复体系中微生物对Cr(Ⅵ)的去除 |
| 7.1.3 修复体系中铬赋存形态的变化规律 |
| 7.1.4 修复体系中铬渣浸出毒性的变化规律 |
| 7.1.5 摇瓶修复体系中微生物群落演替规律 |
| 7.1.6 摇瓶实验小结 |
| 7.2 复合功能微生物修复铬渣的柱实验研究 |
| 7.2.1 复合功能微生物修复铬渣的柱实验设计 |
| 7.2.2 不同修复体系中pH值和氧化还原电位(Eh值)变化规律 |
| 7.2.3 不同修复体系中渗透率变化及沉淀物的表征 |
| 7.2.4 柱实验不同修复体系中微生物对Cr(Ⅵ)的去除 |
| 7.2.5 不同修复体系中铬赋存形态变化规律 |
| 7.2.6 不同修复体系中浸出毒性变化规律 |
| 7.2.7 柱实验不同修复体系中微生物群落演替规律 |
| 7.2.8 柱实验小结 |
| 7.3 复合功能微生物修复铬渣的现场中试研究 |
| 7.3.1 复合功能微生物修复铬渣的中试实验设计 |
| 7.3.2 中试修复体系中微生物对Cr(Ⅵ)去除 |
| 7.3.3 中试体系中铬赋存形态变化规律 |
| 7.3.4 中试体系中浸出毒性变化规律 |
| 7.3.5 中试体系中微生物群落演替规律 |
| 7.3.6 现场中试实验小结 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 创新点 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）铅锌矿区土壤污染特征及微生物诱导碳酸钙对Pb2+的吸附作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 矿区土壤重金属污染现状 |
| 1.1.1 矿区土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 矿区土壤重金属污染途径 |
| 1.1.3 矿区土壤重金属污染特点 |
| 1.1.4 矿区土壤重金属污染危害 |
| 1.2 矿山重金属污染修复技术 |
| 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 |
| 1.3 国内外铅去除研究概况 |
| 1.4 土壤微生物多样性的研究方法与进展 |
| 1.4.1 土壤微生物多样性的研究方法 |
| 1.4.2 土壤微生物多样性的研究进展 |
| 1.5 生物矿化 |
| 1.5.1 生物矿化概述 |
| 1.5.2 微生物诱导碳酸钙沉淀 |
| 1.6 目的与意义 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 铅锌矿区土壤重金属及微生物分布特征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 土壤样品的采集 |
| 2.1.3 土壤重金属含量的测定 |
| 2.1.4 土壤污染评价方法 |
| 2.1.5 土壤微生物多样性分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 土壤重金属含量 |
| 2.2.2 土壤重金属相关性分析 |
| 2.2.3 土壤重金属污染指数分析 |
| 2.2.4 土壤微生物物种多样性分析 |
| 2.2.5 土壤微生物群落多样性分析 |
| 2.2.6 土壤重金属对细菌群落的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 耐铅细菌的筛选、鉴定及其生物矿化 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 土样 |
| 3.1.2 化学试剂 |
| 3.1.3 培养基 |
| 3.1.4 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 平板法分离筛选耐Pb菌 |
| 3.2.2 菌株的生理生化实验 |
| 3.2.3 菌株16Sr DNA序列测定 |
| 3.2.4 微生物诱导矿化碳酸钙 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 菌株生理生化特性 |
| 3.3.2 菌株16Sr DNA序列测定 |
| 3.3.3 微生物诱导矿化碳酸钙 |
| 3.3.4 微生物诱导矿化碳酸钙的形貌分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 微生物诱导碳酸盐沉淀对Pb~(2+)的吸附作用 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌种 |
| 4.1.2 化学试剂 |
| 4.1.3 培养基 |
| 4.1.4 仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 吸附剂MICP的制备 |
| 4.2.2 吸附剂用量对Pb~(2+)吸附效果的影响 |
| 4.2.3 不同pH对 Pb~(2+)吸附效果影响 |
| 4.2.4 温度对Pb~(2+)吸附效果影响 |
| 4.2.5 吸附时间的影响与动力学方程 |
| 4.2.6 吸附等温线 |
| 4.2.7 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 吸附剂用量对Pb~(2+)吸附效果的影响 |
| 4.3.2 不同pH对 Pb~(2+)吸附效果的影响 |
| 4.3.3 温度对Pb~(2+)吸附效果影响 |
| 4.3.4 吸附时间的影响与动力学方程 |
| 4.3.5 吸附等温线 |
| 4.3.6 吸附机理的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间学术成果 |
（10）土壤生物修复技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 土壤中常见污染物来源 |
| 2 生物修复策略 |
| 2.1 异位修复法 |
| 2.2 原位修复法 |
| 3 展望 |
| 3.1 土壤修复技术选用 |
| 3.2 微生物制剂的评估 |
| 3.3 微生物制剂数据库的建立 |
四、土壤污染生物修复的影响因素（论文参考文献）
- [1]多组学技术解析红平红球菌KB1低温降解石油烃的遗传学基础及应用[D]. 王永刚. 兰州理工大学, 2021
- [2]多组学技术解析红平红球菌KB1低温降解石油烃的遗传学基础及应用[D]. 王永刚. 兰州理工大学, 2021
- [3]重毒性铅污染土壤清洁高效修复研究进展[J]. 肖龙恒,唐续龙,卢光华,张颖,郭敏,张梅. 工程科学学报, 2022(02)
- [4]污染土壤生物联合修复机制研究进展[J]. 王庆宏,郑逸,李倩玮,王鑫,詹亚力,陈春茂. 环境科学研究, 2022(01)
- [5]有机污染土壤和地下水生物修复研究热点和趋势——基于Web of Science数据库的文献计量学分析[J]. 王晴,杨宗帅,尹立普,宋昕,魏昌龙,李燕丽,翟伟. 生物工程学报, 2021(10)
- [6]土壤中铀污染修复技术研究进展[J]. 唐垂云,钟娟,吕莹,张明江,孙娟,刘兴宇. 化工进展, 2021(08)
- [7]土壤有机污染物电化学修复技术研究进展[J]. 杨珍珍,耿兵,田云龙,李红娜. 土壤学报, 2021(05)
- [8]湿法解毒后复溶铬渣堆场污染特征及复合微生物修复研究[D]. 闫潇. 北京有色金属研究总院, 2021(01)
- [9]铅锌矿区土壤污染特征及微生物诱导碳酸钙对Pb2+的吸附作用研究[D]. 左莹莹. 沈阳化工大学, 2021(02)
- [10]土壤生物修复技术研究进展[J]. 李秀璋,张宗豪,刘欣,李玉玲. 青海畜牧兽医杂志, 2021(03)
标签：微生物论文; 石油论文; 石油污染论文; 土壤污染修复技术论文; 土壤结构论文;