一、土壤中农药污染的植物—微生物联合修复（论文文献综述）
马彪,刘学录,年丽丽,李亮亮,杨莹博[1]（2022）在《2011—2020年土壤修复领域研究态势的文献计量分析》文中提出土壤污染已经成为全球性问题,也是中国环境危害最为严重的问题之一。本文数据来源于中国知网（CNKI）和Web of Science （WOS）数据库,利用CiteSpace软件对2011—2020年土壤修复研究领域的文献进行可视化分析,探讨了土壤修复相关研究的现状及未来发展趋势。研究表明:土壤修复领域的研究（1）发文量总体呈上升趋势,中国、美国、西班牙、印度、澳大利亚是英文发文量位居前5的国家;中国以科学院为主要发文机构;（2）从关键词的中心性和文献被引频次分析得到重金属污染土壤及修复是目前主要的研究内容,而生物修复及生物炭是土壤修复领域的研究热点（3）农药污染土壤修复、生态修复、修复材料及修复技术的研发是未来土壤修复研究领域的重要方向。
朱国繁[2]（2021）在《土着菌群和蚯蚓肠道菌群协同抵御有机氯农药毒害机制》文中研究说明蚯蚓肠道内生菌群参与土壤环境的各种生物化学过程,与土着菌群紧密互作来维护土壤内部稳定状态。当土壤环境遭遇外界扰动时（如农药污染输入）,会对蚯蚓肠道菌群和土着菌群之间的沟通交流产生怎样的影响尚未明确,上述两种特异性类群在抵御逆环境过程中的互作模式以及与土壤内稳态的联系更是值得深入研究。本研究采集中国长三角地区典型农药污染农田和场地土壤,使用高通量测序技术和宏基因组测序技术,分析蚯蚓肠道菌群和土着菌群的结构和功能;通过统计学分析方法和网络分析,识别其核心类群,得到主要成果和结论如下:1)不同农药胁迫下蚯蚓肠道菌群和土着菌群存在密切的物种、基因传递过程;2)不同梯度氯丹农药胁迫下蚯蚓肠道菌群和土着菌群组合存在稳定的核心种群,主要为黄杆菌属、氨氧化古菌属和不动杆菌属等,且此类核心种群具有碳氮转化和农药降解能力;3)农药胁迫程度的加深降低了土着菌群和蚯蚓肠道菌群互作紧密性,使其共现网络平均度中心性、紧密中心性和特征向量中心性由443.36、0.89、0.92降低为378.78、0.84、0.87,造成菌群之间物种、基因交流道路的堵塞;4)毒害分担模型显示蚯蚓肠道菌群关键基因农药毒害分担系数（103.0%～130.2%）>一般基因农药毒害分担系数（97.4%～125.7%）>物种农药毒害分担系数（79.2%～85.1%）,揭示了蚯蚓肠道菌群能够通过基因调节的方式,特别是通过调控碳氮代谢和农药降解基因分担农药毒害作用,与土着菌群协同抵御有机氯农药胁迫。本研究结果可为探明土着菌群与蚯蚓肠道菌群在抵御土壤中有机氯农药胁迫及共同维护土壤微生物内稳态的贡献机制,提供新的科学认识。
阚红帅[3]（2021）在《微波活化过硫酸盐氧化修复典型有机污染土壤的研究》文中进行了进一步梳理随着城市化进程的加快,以及产业结构的调整,企业搬迁遗留污染场地已成为制约城市土地资源再利用的重要问题。这些污染场地分布广、数量多,且往往呈现高浓度复合有机污染特征,完全丧失生境条件。因此,开发快速有效的修复方法迫在眉睫。与传统的物理化学技术相比,基于过硫酸盐（PS）的化学氧化修复技术可原位去除多种难降解有机物,逐渐成为有机污染土壤处理的优选技术然而与传统的热活化PS相比,微波（MW）加热速度快且均匀,能耗相对较低。因此,本文提出利用MW活化PS氧化修复典型有机污染土壤,以对硫磷和芘为目标物质,探究其在MW/PS体系中的降解规律,确定最优条件,提出可能的降解途径,并预测产物的毒性变化;此外,通过“锰氧化物强化-微波/过硫酸盐”联合作用提高芘的去除性能,分析反应机制。最后,借助承插式微波发射装置,以实际多环芳烃污染土壤为处理对象,进一步验证了MW/PS体系的实用性,为有机污染场地修复提供了理论和技术支撑。主要研究工作及结果如下:（1）针对典型有机磷农药对硫磷污染的土壤,考察了PS浓度、微波温度、土壤含水率等对对硫磷降解的影响。实验结果显示:在MW温度80℃、PS浓度2 mol L-1、土壤含水率20%、初始浓度为50 mg kg-1,条件下,处理90 min后,对硫磷降解率高达90%。在较大的PS剂量、较高的微波温度以及适当的含水率有利于对硫磷的降解,整个反应过程符合伪一级反应动力学。从自由基淬灭实验和EPR分析两方面探究了活性氧物质的作用。研究结果表明,MW/PS体系中产生的SO4·-,·OH,O2·-和1O2均参与了对硫磷的降解。通过UV-vis、FTIR、GC-MS等分析方法推测了对硫磷可能的降解途径。在MW/PS氧化过程中,对硫磷中的P-O和P=S键断裂,并产生羟基化和羰基化副产物。通过T.E.S.T.毒性分析结果表明对硫磷降解副产物的毒性显着的降低。此外,其他典型的有机污染物如乙硫磷、甲拌磷、特丁硫磷和芘也可以通过MW/PS氧化高效的降解。（2）针对典型的多环芳烃芘污染土壤,构建了锰氧化物-微波/过硫酸盐联合体系用于芘污染土壤的修复。考察了联合体系中锰氧化物的投加量和微波温度对芘降解的影响。结果表明,锰氧化物的添加对芘的去除率有显着的促进作用,并且β-Mn O2>α-Mn O2>γ-Mn O2>Mn2O3。当β-Mn O2剂量从0增加到0.1 g时,在15 min内芘的去除率从65.7%提高到85.6%。自由基淬灭实验、EPR、FTIR和XPS分析,表明在MW/PS系统中,MnxOy通过将Mn（IV）转化为Mn（III）、Mn-O-Mn转化为Mn-O-X,提高了活性物质的生成,并将自由基过程转化为非自由基过程,1O2是对芘的降解起主要作用的活性氧物质。通过UV-vis、FTIR、GC-MS等分析方法推测了芘可能的降解途径,并预测了芘及其降解副产物的残留毒性。（3）在以上研究的基础上,借助承插式微波设备,构建了MW/PS体系以修复实际污染场地,考察了MW功率、PS浓度对MW升温速度以及污染物降解的影响。结果表明MW温度随着MW功率的增大而增大,较高的PS浓度和MW功率有利于多环芳烃的去除。为原位修复污染场地提供了理论和技术上的支持。
葛怡君[4]（2021）在《有机氯农药污染土研究综述》文中提出难降解的有机氯农药普遍存于我国土壤中,不仅易对生态环境及人体健康造成危害,也会改变污染土的工程性质进而影响上部建筑物安全,是土地开发利用过程中不可忽视的重要问题。对有机氯农药污染土的研究历程、分布特征、修复技术以及工程性质变化的研究现状进行归纳分析,并提出今后的研究方向。
赵泽宇[5]（2021）在《土壤农药污染现状调查及修复技术研究进展》文中研究指明农药作为主要的有机污染物对人类的生产活动及身体健康都存在一定的威胁。文章阐述了我国农业污染现状,分析了物理、化学、生物及联合修复技术的原理、优势与不足,并对土壤农药修复技术的发展提出展望,建议重点开发联合修复技术体系,推进技术向生产力的转化,实现土壤修复经济化、高效化。
赵元添[6]（2021）在《农业废弃物强化微生物处理有机氯农药污染的研究》文中研究表明有机氯农药（organochlorine pesticides）作为一类持久性有机污染物因其难降解、强毒性而长期存在于环境中。我国作为传统的农业大国,曾在上个世纪大量生产和使用有机氯农药,对我国环境产生不良影响。随着人们对环境保护意识的提高,我国于1983年开始禁止六六六、滴滴涕等有机氯农药的生产,同时有机氯农药污染的环境修复开始提上日程。目前有机氯农药污染处理技术包括生物和非生物两种处理技术,其中非生物处理技术主要包括物理法和化学法,生物处理技术包括动物、植物、微生物及其耦合技术。生物处理技术因其绿色经济备受关注,但微生物降解有机氯农药受非生物因素和生物因素影响较大,且降解周期较长。目前已经有多种手段（如添加碳源或电子受体等）提高微生物活性和代谢能力,进而提高微生物降解效率。我国秸秆等生物质资源丰富,有机碳含量高,能够促进微生物对污染物的降解。本论文采用农药废弃物强化微生物对有机氯农药的降解,研究有机氯农药微生物降解过程及降解机理,主要结论如下:（1）以典型的有机氯农药及农药中间体林丹、1,2-二氯苯（o-DCB）、2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）为研究对象,以水稻秸秆、小麦秸秆、大豆秸秆、玉米秸秆、丝瓜络和木屑为吸附剂,分别研究其对林丹、1,2-二氯苯、2,4-二氯酚的吸附能力。研究结果表明,与其他农业废弃物相比,木屑对林丹、1,2-二氯苯和2,4-二氯酚具有较好的吸附效果,当农业废弃物投加量为10 g·L-1时,水稻秸秆、小麦秸秆、大豆秸秆、玉米秸秆、丝瓜络和木屑对林丹最终去除率分别为81.8%、83.4%、80.3%、82.1%、64.9%、85.6%;对1,2-二氯苯的最终去除率分别是85.3%、86.9%、85.4%、86.7%、67.1%、89.1%;对2,4-二氯酚的最终去除率分别是52.4%、58.7%、50.3%、48.1%、33.8%、63.1%。农业废弃物对溶液具有一定缓冲性能,且对农药吸附去除具有较宽的p H适用范围,尤其木屑在初始p H为2-12,其对林丹的吸附去除率稳定在81%以上。（2）以2,4-二氯苯酚为代表性有机氯农药,研究黄孢原毛平革菌对2,4-二氯苯酚的降解性能以及初始p H、黄孢原毛平革菌投加量、不同外源物质（铁离子、农业废弃物、Fe-ZSM-5催化剂）对2,4-二氯苯酚降解性能的影响。研究发现,2,4-二氯苯酚初始浓度越高其降解效率越高,当2,4-二氯苯酚初始浓度为4 mg·L-1、12 mg·L-1和24 mg·L-1时,2,4-二氯苯酚的降解率分别为32.4%、66.0%和72.8%。初始黄孢原毛平革菌投加量为0.2 g、1 g和3 g（湿重）时,2,4-二氯苯酚的降解率分别为39.2%、89.3%和80.7%。黄孢原毛平革菌对2,4-二氯苯酚降解的最佳p H为5,高于初始p H=4（76.8%）、p H=9（75.4%）和p H=7（72.3%）时对2,4-DCP降解率。不同外源物质对黄孢原毛平革菌降解2,4-二氯苯酚的影响不同,随着铁离子浓度（1 m M、2 m M、3 m M、4 m M、5 m M）的增加,2,4-DCP的降解率降低,分别为74.2%、74.4%、63.7%、57.4%、51.8%,木屑、柠檬酸铁、Fe-ZSM-5在前期能够加快黄孢原毛平革菌对2,4-DCP的降解过程,但是在24 h后降解速率变缓。（3）以2,4-二氯苯酚为研究对象,研究了木屑联合黄孢原毛平革菌对2,4-DCP的降解性能,并比较不同碳源（木屑、葡萄糖）对黄孢原毛平革菌降解2,4-DCP的影响以及生物酶的变化（漆酶、锰过氧化物酶、木质素过氧化物酶）和产生小分子酸的情况,并采用微生物转录组研究不同处理组表达基因的差异。结果表明,木屑作为唯一碳源时2,4-DCP的降解率达85.5%。与葡萄糖处理效果（86.8%）相近,在降解过程中木屑产酶（漆酶、锰过氧化物酶、木质素过氧化物酶）情况（2.25 U/m L、3.30 U/m L、0.92 U/m L）要略高于葡萄糖碳源组（2.25 U/m L、1.91U/m L、0.69 U/m L）。根据降解产物推测降解过程主要为羟基、烷基自由基参与;后续将两组谢模式以及对照组中的微生物进行转录组测序,并对各处理间差异基因进行筛选,并在具有显着性（p≤0.05）,且Log2（FC）≥1的条件下,通过NR数据库注释各处理中氧化还原酶以及水解酶相关蛋白进行筛选与分析,B、C组水解酶、氧化还原酶相关差异基因在COG、GO、KEGG数据库中进行功能注释揭示微生物在不同碳源模式对微生物主要为糖代谢、能量产生转化,以及酶活、抗氧化能力等,微生物通过分泌纤维二糖水解酶、β-1,4-内切木聚糖酶、外切纤维二糖水解酶降解木质素、纤维素等获得碳源如己糖。
朱国繁,应蓉蓉,叶茂,张胜田,夏冰,钱家忠,蒋新[7]（2021）在《我国农药生产场地污染土壤修复技术研究进展》文中指出我国是农药生产和使用大国,随着"退二进三"、"退城进园"等政策的深入实施,在许多城郊等地出现了大量由于企业关闭、搬迁遗留下的农药污染场地,这些场地土壤中残留有高浓度高毒性复合农药污染物,给生态环境安全和人体健康带来了较严重的风险隐患。随着《中华人民共和国土壤污染防治法》的颁布和实施,加速开展针对这类农药污染场地土壤修复技术的研究十分必要和迫切。在介绍农药污染场地现状的基础上,综述了近年来我国农药污染场地土壤物理、化学及生物修复技术的研究进展,指出现有研究的不足,在预测未来修复技术的发展趋势的同时提出了相关建议,以期为我国农药污染场地土壤绿色修复技术的发展提供科学依据。
李超凡[8]（2021）在《低温降解菌株强化对硝基苯酚土壤污染修复研究》文中认为对硝基苯酚（PNP）是农药、医药以及橡胶工业等人类生活及生产中使用的一种硝基芳香化合物,具有稳定的理化性质和很强的毒害性,对硝基苯酚会通过渗透、吸附、扩散进入到环境中。对硝基苯酚主要的修复方法为吸附法、化学法以及微生物修复法,而微生物修复法具有原位修复,环保经济等特点正逐步成为研究热点。目前,分离得到的对硝基苯酚降解菌的最佳生长温度为30℃左右,因此在地下水及东北低温地区土壤污染修复过程中,其降解能力受限。本研究分离筛选了一株低温对硝基苯酚降解菌,并对其低温降解特性及降解动力学进行了研究,利用响应面方法对其低温降解条件进行了优化,基于此进行室内低温土壤模拟修复降解实验,主要研究结果如下:（1）从受甲基对硫磷农药污染的农田土壤中分离筛选获得了一株对硝基苯酚低温降解菌,通过16S DNA鉴定该菌株为革兰氏阴性的假单胞菌。细胞疏水性研究表明,在低温条件下对硝基苯酚会导致细胞膜通透性增加,属于中度疏水性细胞。单因素实验结果表明,低温条件下菌株对对硝基苯酚最大降解浓度为303.77 mg/L,菌株适宜于碱性条件下生存,最佳降解p H为8.00,最适初始接种浓度为225.92 mg/L。0.5%Na Cl,0.8%葡萄糖,1 g/L NH4NO3能够促进菌株对对硝基苯酚的降解。（2）通过响应面优化实验,在10℃条件下,菌株最佳降解条件具体为p H为8.12,1.80 g/L NH4NO3,最适初始接种浓度为224.00 mg/L,预测52 h内对52.51 mg/L对硝基苯酚的最大降解率可达79.85%,经验证性实验可知对硝基苯酚降解率为80.95%,与预测值相近。在10℃、优化条件下,菌株的抑制降解动力学符合Haldane模型,其拟合R2值为0.990,最大比生长速率为0.215 1/h、半饱和系数为5.35 mg/L,抑制系数为134.21 mg/L,由此可知对硝基苯酚浓度超过134.21 mg/L后对菌株生长抑制作用明显。（3）相对于30℃,低温条件下利用菌株进行生物强化的方法修复对对硝基苯酚污染效率略低,但生物刺激和生物强化联合修复效果较好。修复过程中,土壤p H逐渐减小,其规律与对硝基苯酚降解一致。同时,对硝基苯酚对土壤酶活性影响较大,与脱氢酶呈正相关,与过氧化氢酶和脲酶呈负相关,生物刺激导致土壤酸化后会降低土壤脱氢酶活性,两者呈显着负相关。生物强化在降解对硝基苯酚时对环境影响较小,但生物刺激对土壤p H、酶活性影响较大。因此菌株可以为低温生物强化修复提供一定的技术支持。
申志慧[9]（2020）在《氟环唑降解菌的筛选鉴定及其降解特性研究》文中研究指明氟环唑（epoxiconazole）是一种新型内吸性三唑类含氟杀菌剂,可通过抑制麦角甾醇的合成,阻碍病原菌的细胞壁形成,对禾谷类作物白粉病、条锈病等具有良好的防治作用。随着农业生产中三唑类杀菌剂大范围应用,其环境残留问题引起人们的关注。微生物在环境农药残留降解中发挥着重要作用,筛选高效降解氟环唑的微生物对于修复农药污染有重要意义。本研究从农药厂周边土壤中首次分离筛选得到1株高效氟环唑降解菌F1,通过形态学观察、生理生化试验和16S r RNA序列分析进行菌种鉴定,优化了菌株F1降解氟环唑的环境条件,进一步通过绿色荧光蛋白标记,获得标记菌株F1-GFP,在土壤-青菜系统中,研究了菌株F1对氟环唑污染土壤的修复效果,为未来利用微生物修复氟环唑污染土壤提供技术支持和理论依据。主要研究结果如下:1、采用单一碳源分离方法和平板划线法,从土壤中分离纯化得到8株以氟环唑为唯一碳源的降解菌株F1～F8,其中菌株F1降解氟环唑的效率最高,在30℃、p H值为7.0条件下培养6 d,氟环唑降解率最高,因此选取菌株F1作为本论文的研究对象。通过观察菌株菌落形态特征、生理生化鉴定、16S r RNA序列相似性及系统发育分析,发现其亲缘关系与昆明假单胞菌Pseudomonas kunmingensis HL22-2最近,菌株F1初步鉴定为假单胞菌属（Pseudomonas sp.）。2、通过单因素试验和正交试验对氟环唑降解菌的降解特性进行了研究。结果表明,氟环唑浓度为20 mg/L,温度为30℃、p H值为6.0～8.0条件下,接入菌悬液使无机盐培养基的OD600为0.10,培养6 d后氟环唑降解率最高可达90.4%。此外,增加接菌量可明显提高氟环唑的降解率。正交试验结果表明,影响菌株F1降解氟环唑的因子主次顺序依次为温度>p H值>底物浓度>接菌量,降解效率最佳的条件为温度30℃、p H=7.0、接菌量0.50、底物浓度20 mg/L。3、采用三亲本接合法对氟环唑降解菌进行GFP标记,并在上海青中进行了定殖验证。通过将不同抗生素抗性的含有GFP标记基因的E.coli TG1/p PROBE-p Tetr OT供体菌、DH5α/p RK2013辅助菌及受体菌F1按照1:1:1的体积比混匀培养,诱导供体菌中的GFP标记基因转移进入目标菌株F1中,获得发出绿色荧光的标记菌株F1-GFP,并可以稳定遗传。菌株F1与标记菌株F1-GFP在生长动力学、对氟环唑的降解性能方面均无明显差异。在上海青中接种标记菌株F1-GFP,利用荧光显微镜观察,上海青根茎组织中均能观察到明显的绿色荧光,表明标记菌株F1-GFP可以在上海青的根茎组织中成功定殖。4、通过温室盆栽试验,研究了氟环唑污染土壤中,接种菌株F1对氟环唑降解、残留及上海青吸收氟环唑的影响。结果表明,随着接菌量由2%增加至8%,土壤中氟环唑降解速率加快,在接菌量为8%条件下,6 d降解率可达92.1%。与未接菌的对照组比,接菌处理后,土壤中的氟环唑残留量减少了26.5%～63.7%,上海青根系中的氟环唑残留量减少了17.3%～28.7%,茎叶中的氟环唑残留量减少了24.3%～51.9%。此外,接菌后茎叶和根系的生物量（鲜重）均显着增加（P<0.05）,较未接菌处理组分别增加了42.8%和50.8%。这些结果表明,外源添加氟环唑降解菌可以提高土壤中氟环唑的降解速率,从而降低土壤中氟环唑残留,进而缓解了氟环唑对上海青的胁迫并减少了上海青对氟环唑的吸收。研究结果说明,菌株F1在氟环唑污染土壤的修复中具有一定的应用潜力。
王睿[10]（2020）在《新型生物炭对设施菜地吡虫啉和啶虫脒的强化降解研究》文中研究指明20世纪80年代以来,我国的蔬菜产业得到长足的发展,设施栽培成为蔬菜生产的主要方式和农民增产增收的一条重要途径。设施栽培过程中,农药施用量过高、不合理混用、乱用滥用等导致了农药的残留污染等问题逐渐突出,严重影响了设施蔬菜品质和安全。特别是吡虫啉、啶虫脒等新烟碱类杀虫剂在设施蔬菜种植过程中使用量大,在土壤中检出率高。近年来,作为土壤调理剂的生物炭越来越多的被用来修复污染土壤,而且可以通过生物炭的物理改性或者联合化学修复技术来提高污染修复效率。基于此,本论文通过负载纳米零价铁来制备新型生物炭（BC-nZVI）,并对比了新型生物炭与生物炭（BC）、生物炭联合过硫酸钠（BC-PS）对吡虫啉和啶虫脒的吸附降解性能,初步探讨了相关的机理;通过土壤-水悬浊液和盆栽实验研究了新型生物炭对污染土壤的修复效果,进一步通过土壤微生物活性变化来探究新型生物炭对土壤微生物的影响。本研究对设施菜地常用杀虫剂污染土壤修复提供了新的材料和理论基础。具体的研究结果如下:（1）BC-nZVI的制备以及吸附降解性能研究。（1）BC-nZVI的制备。利用液相还原法成功制备出nZVI及炭铁比3:1和5:1的BC-nZVI,通过扫描电镜可以发现nZVI成功负载在BC表面。（2）BC-nZVI的投加量与炭铁比的确定。结果表明,添加0.2g·L-1炭铁比3:1的BC-nZVI吸附降解性能比炭铁比5:1的BC-nZVI好,对吡虫啉（啶虫脒）的吸附率与降解率与BC相比有较大提高。BC-PS对吡虫啉（啶虫脒）的吸附率与降解率与BC相比也有较大提高。（3）BC-nZVI的吸附性能验证。通过等温吸附实验进一步验证BC-nZVI的吸附性能,结果表明,BC-nZVI相比BC对吡虫啉和啶虫脒具有更好的去除作用。（4）BC-nZVI的降解机理研究。结果表明,BC带有持久性自由基,含有羟基、羧基等官能团,能够起到一定的氧化还原作用,BC-nZVI不仅具有BC的羟基、羧基等官能团,还有nZVI本身能够进行氧化还原,使得BC-nZVI降解能力大大加强;并且发现BC-PS体系中硫酸根自由基和羟基自由基的存在,其中羟基自由基占主导作用。（2）BC-nZVI的土壤应用性能研究。（1）通过土壤-水悬浊液实验发现,BC-nZVI和BC-PS能够更好的对农药进行去除,BC-nZVI对吡虫啉（啶虫脒）的去除率相比BC有显着提高。（2）通过番茄盆栽实验发现,BC-nZVI对番茄叶片和土壤中吡虫啉的去除效果优于BC,本实验选用添加量（0.1%）BC-nZVI在30d对番茄叶片和土壤中吡虫啉的去除率相比对照组高,这也进一步验证了新型生物炭的应用可行性。（3）通过微生物碳源利用实验发现,本实验添加剂量（0.1%）BC-nZVI的添加能够促进微生物活性,增加微生物种类和数量,说明BC-nZVI能够通过促进微生物活性来促进对农药的微生物降解,并且BC-nZVI对土壤毒性影响很小,适用于农田土壤治理修复。
二、土壤中农药污染的植物—微生物联合修复（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、土壤中农药污染的植物—微生物联合修复（论文提纲范文）
（1）2011—2020年土壤修复领域研究态势的文献计量分析（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 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 关于土壤修复的态势分析 |
| 2.1.1 对2011—2020年发文量分析 |
| 2.1.2 对文献来源的学科分析 |
| 2.2 关于土壤修复的主要研究力量分析 |
| 2.2.1 研究机构分析 |
| 2.2.2主要作者分析 |
| 2.2.3 外文献发文国家分析 |
| 2.3 关于土壤修复的研究热点和可视化分析 |
| 2.3.1 关键词中心性分析 |
| 2.3.2 外文文献被引频次分析 |
| 2.3.3关键词突显强度分析 |
| 2.3.4 关键词时间域视图分析 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（2）土着菌群和蚯蚓肠道菌群协同抵御有机氯农药毒害机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机氯农药性质及污染土壤现状 |
| 1.1.1 有机氯农药种类 |
| 1.1.2 有机氯农药的特性 |
| 1.1.3 污染土壤中有机氯农药浓度限值 |
| 1.1.4 有机氯农药污染土壤现状 |
| 1.1.5 我国有机氯农药污染农田土壤现状 |
| 1.1.6 我国有机氯农药污染场地土壤现状 |
| 1.2 土着菌群和蚯蚓肠道菌群在有机氯农药污染土壤中的应用 |
| 1.2.1 蚯蚓肠道菌群组成 |
| 1.2.2 土着菌群和蚯蚓肠道菌群组成差异 |
| 1.2.3 土着菌群在有机氯农药污染土壤中的应用 |
| 1.2.4 蚯蚓肠道菌群在有机氯农药污染土壤中的应用 |
| 1.2.5 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的环境意义 |
| 1.3 研究目的、内容、意义和技术路线 |
| 1.3.1 研究目的、内容及意义 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 蚯蚓肠道和土着菌群共享核心种群协同抵抗氯丹胁迫研究 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 实验用土壤和蚯蚓 |
| 2.1.2 实验步骤 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的结构组成分析 |
| 2.2.2 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的功能路径预测 |
| 2.2.3 核心物种的筛选 |
| 2.2.4 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的网络分析及验证 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 氯丹胁迫下蚯蚓肠道菌群和土着菌群的协同演变过程 |
| 2.3.2 蚯蚓肠道菌群和土着菌群互作网络分析 |
| 2.3.3 核心物种的筛选和分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 土着菌群和蚯蚓肠道菌群的毒性分担联盟对抗硝基氯苯胁迫 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 实验用土壤和蚯蚓 |
| 3.1.2 实验步骤 |
| 3.2 毒害分担模型 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 土着菌群与蚯蚓肠道菌群的物种和基因传递过程 |
| 3.3.2 微生物群落之间的互作网络连通性 |
| 3.3.3 蚯蚓肠道菌群毒性分担模型 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 菌群通过物种和基因交流应对农药胁迫 |
| 3.4.2 菌群的紧密互作关系是土壤动态平衡的基础 |
| 3.4.3 蚯蚓肠道菌群的基因调节功能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 1 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（3）微波活化过硫酸盐氧化修复典型有机污染土壤的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 场地有机污染土壤修复概况 |
| 1.2.1 场地有机污染土壤的特点 |
| 1.2.2 场地有机污染物的来源与危害 |
| 1.2.3 场地有机污染土壤修复的必要性 |
| 1.3 有机污染场地土壤修复技术 |
| 1.3.1 物理修复法 |
| 1.3.2 化学修复法 |
| 1.3.3 生物修复法 |
| 1.4 微波-过硫酸盐联合修复技术 |
| 1.4.1 微波加热修复土壤 |
| 1.4.2 过硫酸盐氧化技术 |
| 1.4.3 微波-过硫酸盐联合修复技术 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验系统 |
| 2.2 实验仪器与试剂 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验分析测试方法 |
| 2.3.1 实验方法 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.3.3 质量保证与控制 |
| 第三章 微波活化过硫酸盐氧化修复有机磷农药污染土壤的研究 |
| 3.1 对硫磷的降解效果 |
| 3.1.1 对硫磷在不同体系中的降解性能 |
| 3.1.2 不同微波温度对对硫磷降解效果的影响 |
| 3.1.3 土壤含水率对对硫磷降解效果的影响 |
| 3.1.4 对硫磷初始浓度的影响 |
| 3.2 氧化活性自由基对对硫磷降解的作用 |
| 3.2.1 电子顺磁共振波普分析 |
| 3.2.2 甲醇的影响 |
| 3.2.3 叔丁醇的影响 |
| 3.2.4 对苯醌的影响 |
| 3.2.5 三乙烯二胺的影响 |
| 3.3 对硫磷的降解过程及其机理分析 |
| 3.3.1 紫外可见全波长扫描分析 |
| 3.3.2 傅里叶变换红外光谱分析 |
| 3.3.3 气相色谱质谱分析 |
| 3.4 对硫磷的可能降解途径 |
| 3.5 降解产物的毒性分析 |
| 3.6 其他典型有机污染物的降解性能 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 锰氧化物强化-微波活化过硫酸盐体系对芘污染土壤修复的研究 |
| 4.1 锰氧化物的制备 |
| 4.2 锰氧化物的表征 |
| 4.2.1 电镜扫描表征Mn_xO_y |
| 4.2.2 X射线衍射表征Mn_xO_y |
| 4.3 芘的降解性能 |
| 4.3.1 不同锰氧化物添加量的影响 |
| 4.3.2 不同微波辐射温度的影响 |
| 4.3.3 不同体系的影响 |
| 4.3.4 不同pH的影响 |
| 4.4 活性物质作用分析 |
| 4.4.1 电子顺磁共振波普分析 |
| 4.4.2 自由基淬灭实验 |
| 4.5 β-MnO_2/MW/PS体系中芘的降解过程及机理 |
| 4.5.1 傅里叶变换红外光谱分析 |
| 4.5.2 X射线光电子能谱分析 |
| 4.5.3 紫外可见全波长扫描分析 |
| 4.5.4 气相色谱质谱分析 |
| 4.6 芘在β-MnO_2/PS/MW体系中可能的降解途径 |
| 4.7 芘降解后残留毒性分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 微波活化过硫酸盐修复实际多环芳烃污染的土壤 |
| 5.1 污染场地概况 |
| 5.2 微波活化过硫酸盐体系构建 |
| 5.3 多环芳烃污染土壤修复性能的研究 |
| 5.3.1 微波升温速度的变化 |
| 5.3.2 过硫酸盐浓度的影响 |
| 5.3.3 微波功率的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）有机氯农药污染土研究综述（论文提纲范文）
| 1 有机氯农药污染研究历程 |
| 2 有机氯农药污染土分布特征 |
| 3 有机氯农药污染土修复技术 |
| 3.1 物理修复技术 |
| 3.2 化学修复技术 |
| 3.3 生物修复技术 |
| 3.4 联合修复技术 |
| 4 有机氯农药污染土体的工程性质 |
| (1)微观结构： |
| (2)颗粒级配： |
| (3)界限含水率： |
| (4)渗透系数： |
| (5)PH值： |
| (6)电阻率： |
| (7)剪切强度： |
| (8)无侧限抗压强度： |
| 5 结语 |
（5）土壤农药污染现状调查及修复技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 土壤农药污染现状 |
| 2 土壤农药污染修复技术 |
| 2.1 物理修复技术 |
| 2.2 化学修复技术 |
| 2.2.1 化学淋洗修复技术 |
| 2.2.2 化学氧化修复技术 |
| 2.3 生物修复技术 |
| 2.3.1 植物修复技术 |
| 2.3.2 微生物修复技术 |
| 2.4 植物—微生物联合修复技术 |
| 3 结论及展望 |
（6）农业废弃物强化微生物处理有机氯农药污染的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 有机氯农药 |
| 1.1.1 我国有机氯农药污染现状 |
| 1.1.2 有机氯农药的危害 |
| 1.2 有机氯农药处理技术 |
| 1.2.1 有机氯农药污染的物理化学处理技术 |
| 1.2.2 有机氯农药污染的植物处理技术 |
| 1.2.3 有机氯农药污染的微生物降解原理 |
| 1.3 有机氯农药污染的生物强化技术 |
| 1.4 有机氯农药污染的生物刺激技术 |
| 1.5 研究意义、研究内容、技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 农业废弃物对有机氯农药的去除效果研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料和药剂 |
| 2.2.2 三种有机氯农药的测定方法 |
| 2.2.3 动力学试验 |
| 2.2.4 不同pH对吸附的影响 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 林丹(γ-HCH)的去除动力学试验 |
| 2.3.2 有机氯农药1,2-二氯苯的去除动力学试验 |
| 2.3.3 有机氯农药2,4-DCP的去除动力学试验 |
| 2.3.4 不同pH对农业废弃物吸附有机氯农药的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 黄孢原毛平革菌对2,4-二氯苯酚的降解性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 化学试剂 |
| 3.2.2 微生物试验方法 |
| 3.2.3 测2,4-DCP方法 |
| 3.2.4 Fe-ZSM-5 的合成与表征 |
| 3.2.5 条件优化试验 |
| 3.2.6 探究不同浓度柠檬酸铁的影响 |
| 3.2.7 探究不同外加物质对微生物降解的影响 |
| 3.3 试验结果与讨论 |
| 3.3.1 条件优化试验 |
| 3.3.2 柠檬酸铁对黄孢原毛平革菌降解2,4-DCP的影响 |
| 3.3.3 外加物质对微生物降解的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 木屑联合黄孢原毛平革菌对2,4-二氯苯酚降解性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 碳源对微生物降解2,4-DCP的影响 |
| 4.2.2 碳源对微生物降解2,4-DCP过程产小分子酸的色谱条件 |
| 4.2.3 降解产物测定 |
| 4.2.4 微生物降解2,4-DCP过程酶活情况 |
| 4.2.5 微生物降解2,4-DCP过程转录组分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 碳源对黄孢原毛平革菌降解2,4-DCP的影响 |
| 4.3.2 碳源对微生物产小分子酸与微生物酶的影响 |
| 4.3.3 产物鉴定及2,4-DCP降解路径分析 |
| 4.3.4 碳源对微生物转录组学分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 各组显着差异相关水解、氧化酶基因列表 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）低温降解菌株强化对硝基苯酚土壤污染修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 环境中的对硝基苯酚 |
| 1.1.1 硝基芳香族化合物 |
| 1.1.2 环境中的对硝基苯酚 |
| 1.1.3 对硝基苯酚性质及其毒性 |
| 1.2 对硝基苯酚污染修复研究进展 |
| 1.2.1 物理法修复 |
| 1.2.2 化学法修复 |
| 1.2.3 生物法修复 |
| 1.3 微生物修复技术的研究进展 |
| 1.3.1 生物强化修复技术 |
| 1.3.2 生物刺激修复技术 |
| 1.3.3 微生物-植物联合修复技术 |
| 1.4 生物修复技术的应用 |
| 1.5 响应面的研究进展 |
| 1.6 微宇宙的研究进展 |
| 1.7 研究目的与意义 |
| 1.8 研究内容和技术路线 |
| 1.8.1 研究内容 |
| 1.8.2 技术路线 |
| 第2章 低温对硝基苯酚降解菌的特性研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 材料与仪器 |
| 2.1.2 测试方法 |
| 2.1.3 菌株形态 |
| 2.1.4 细胞膜通透性和疏水性 |
| 2.1.5 单因素影响研究 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 菌株筛选及鉴定 |
| 2.2.2 细胞膜通透性和疏水性 |
| 2.2.3 单因素影响结果 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 对硝基苯酚降解条件的响应面优化研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 材料与仪器 |
| 3.1.2 最陡爬坡实验 |
| 3.1.3 中心组合设计及响应面分析 |
| 3.1.4 响应面模型验证实验 |
| 3.1.5 优化条件下低温降解动力学研究 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 最陡爬坡实验 |
| 3.2.2 中心组合实验及响应面分析 |
| 3.2.3 响应面模型验证实验 |
| 3.2.4 优化条件下动力学拟合结果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 低温降解菌株强化修复土壤污染的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料与仪器 |
| 4.1.2 分析测试方法 |
| 4.1.3 微宇宙实验方案 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 强化修复对土壤中对硝基苯酚的影响 |
| 4.2.2 强化修复对土壤理化性质的影响 |
| 4.2.3 强化修复对土壤菌落数的影响 |
| 4.2.4 强化修复对土壤酶活性的影响 |
| 4.2.5 相关性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（9）氟环唑降解菌的筛选鉴定及其降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 氟环唑简介 |
| 1.1.1 氟环唑的理化性质 |
| 1.1.2 氟环唑的毒性 |
| 1.2 氟环唑的残留消解 |
| 1.3 三唑类杀菌剂的降解 |
| 1.3.1 三唑类杀菌剂的非生物降解 |
| 1.3.2 三唑类杀菌剂的微生物降解 |
| 1.3.3 微生物降解三唑类杀菌剂的影响因素 |
| 1.4 绿色荧光蛋白在微生物对降解污染物方面的应用 |
| 1.4.1 绿色荧光蛋白的标记方法 |
| 1.4.2 GFP标记技术在微生物对降解污染物方面的应用 |
| 1.5 微生物在土壤修复中的应用 |
| 1.6 实验的技术路线 |
| 1.7 实验的意义与创新点 |
| 1.8 研究的主要内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 样本来源 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 培养基 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.2 氟环唑提取及检测分析方法 |
| 2.2.1 提取及净化 |
| 2.2.2 仪器检测条件 |
| 2.2.3 标准曲线的建立 |
| 2.2.4 添加回收试验 |
| 2.3 氟环唑降解菌的筛选和纯化 |
| 2.3.1 氟环唑降解菌的富集驯化 |
| 2.3.2 氟环唑降解菌的筛选 |
| 2.4 菌株鉴定 |
| 2.4.1 氟环唑降解菌的形态学特征及生理生化鉴定 |
| 2.4.2 氟环唑降解菌系统发育树的建立 |
| 2.5 氟环唑降解菌的生长特性 |
| 2.5.1 氟环唑降解菌的菌种抗性 |
| 2.5.2 氟环唑降解菌的生长最适pH |
| 2.5.3 氟环唑降解菌的生长曲线 |
| 2.6 通过单因素方法探究降解菌株F1对氟环唑的降解特性 |
| 2.6.1 菌悬液制备 |
| 2.6.2 菌株F1对氟环唑的降解特性及其生长规律 |
| 2.6.3 温度和初始pH值对菌株降解效率的影响 |
| 2.6.4 接菌量对菌株降解效率的影响 |
| 2.6.5 氟环唑质量浓度对菌株降解效率的影响 |
| 2.7 通过正交试验探究降解菌株对氟环唑的降解特性 |
| 2.8 氟环唑降解菌的GFP标记转化 |
| 2.8.1 氟环唑降解菌的GFP标记 |
| 2.8.2 标记菌株F1-GFP荧光观察 |
| 2.8.3 标记菌株F1-GFP的遗传稳定性检测 |
| 2.8.4 标记菌株F1-GFP与野生型菌株F1的生长动力学测定 |
| 2.8.5 标记菌株F1-GFP和野生型菌株F1对氟环唑的降解效率分析 |
| 2.9 标记菌株F1-GFP在上海青中的定殖检测 |
| 2.10 降解菌的土壤和上海青的修复应用 |
| 2.10.1 土壤老化试验 |
| 2.10.2 降解菌的土壤修复 |
| 2.10.3 降解菌的上海青修复 |
| 2.11 数据处理 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 氟环唑检测方法建立及添加回收试验 |
| 3.1.1 氟环唑的色谱图和质谱图 |
| 3.1.2 氟环唑的标准曲线 |
| 3.1.3 添加回收试验结果 |
| 3.2 氟环唑降解菌的筛选、分离与鉴定 |
| 3.2.1 氟环唑降解菌的分离筛选 |
| 3.2.2 氟环唑降解菌的菌落形态及生理生化特征 |
| 3.2.3 氟环唑降解菌的分类地位确定 |
| 3.3 氟环唑降解菌生长特性确定 |
| 3.3.1 氟环唑降解菌的抗生素抗性鉴定 |
| 3.3.2 氟环唑降解菌生长最适pH的确定 |
| 3.3.3 氟环唑降解菌的生长曲线 |
| 3.4 通过单因素方法探究降解菌株F1对氟环唑的降解特性 |
| 3.4.1 菌株F1对氟环唑的降解特性及其生长规律 |
| 3.4.2 温度和初始pH值对菌株F1降解氟环唑的影响 |
| 3.4.3 接菌量对菌株F1降解氟环唑的影响 |
| 3.4.4 氟环唑底物浓度对菌株F1降解氟环唑的影响 |
| 3.5 正交试验结果 |
| 3.6 氟环唑降解菌的GFP标记转化 |
| 3.6.1 氟环唑降解菌的GFP标记检测及遗传稳定性 |
| 3.6.2 标记菌株F1-GFP与野生型F1菌株的生长动力学测定 |
| 3.6.3 标记菌株F1-GFP和野生型菌株F1对氟环唑的降解效率分析 |
| 3.7 标记菌株F1-GFP在上海青中的定殖 |
| 3.8 降解菌对土壤和上海青的修复作用 |
| 3.8.1 氟环唑的土壤老化规律 |
| 3.8.2 降解菌的土壤修复效果 |
| 3.8.3 接菌对上海青吸收氟环唑的影响 |
| 3.8.4 接菌对上海青生物量的影响 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 氟环唑高效降解菌的筛选、鉴定 |
| 4.2 菌株F1降解氟环唑的降解特性 |
| 4.3 降解菌的GFP标记 |
| 4.4 降解菌在土壤修复中的应用 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（10）新型生物炭对设施菜地吡虫啉和啶虫脒的强化降解研究（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 设施菜地农药污染 |
| 1.1.1 设施菜地农药污染的来源 |
| 1.1.2 设施菜地农药污染的危害 |
| 1.2 生物炭对农药污染的修复研究 |
| 1.2.1 生物炭的定义及性质 |
| 1.2.2 生物炭对农药的吸附研究 |
| 1.2.3 生物炭对农药的降解研究 |
| 1.3 生物炭强化技术对农药污染的修复研究 |
| 1.3.1 生物炭的表面修饰技术 |
| 1.3.2 生物炭固定化降解菌 |
| 1.3.3 生物炭联合过硫酸盐 |
| 1.3.4 生物炭负载纳米材料 |
| 1.4 本文研究内容、方法及技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验药品 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验材料 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 纳米零价铁及新型生物炭制备 |
| 2.4.2 生物炭及新型生物炭表面形态的测定 |
| 2.4.3 材料投加量对农药吸附降解的影响 |
| 2.4.4等温吸附实验 |
| 2.4.5 降解机理研究 |
| 2.4.6土壤实验 |
| 2.4.7 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 新型生物炭的表征 |
| 3.2 新型生物炭对溶液中吡虫啉和啶虫脒吸附降解投加量的确定 |
| 3.2.1 生物炭投加量对吡虫啉和啶虫脒吸附降解的影响 |
| 3.2.2 纳米零价铁及新型生物炭投加量对吡虫啉和啶虫脒吸附降解的影响 |
| 3.2.3 过硫酸钠投加量对生物炭吸附降解吡虫啉和啶虫脒的影响 |
| 3.3 新型生物炭吸附性能验证 |
| 3.4 降解机理研究 |
| 3.4.1 BC-nZVI降解机理分析 |
| 3.4.2 BC和 BC-PS的降解机理分析 |
| 3.5 新型生物炭的土壤应用研究 |
| 3.5.1土壤-水悬浊液对吡虫啉和啶虫脒的去除实验 |
| 3.5.2 新型生物炭对盆栽中吡虫啉的影响 |
| 3.5.3 新型生物炭对土壤微生物活性的影响 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 6 创新之处与研究不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
四、土壤中农药污染的植物—微生物联合修复（论文参考文献）
- [1]2011—2020年土壤修复领域研究态势的文献计量分析[J]. 马彪,刘学录,年丽丽,李亮亮,杨莹博. 中国农学通报, 2022(05)
- [2]土着菌群和蚯蚓肠道菌群协同抵御有机氯农药毒害机制[D]. 朱国繁. 合肥工业大学, 2021
- [3]微波活化过硫酸盐氧化修复典型有机污染土壤的研究[D]. 阚红帅. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [4]有机氯农药污染土研究综述[J]. 葛怡君. 农村经济与科技, 2021(07)
- [5]土壤农药污染现状调查及修复技术研究进展[J]. 赵泽宇. 广东蚕业, 2021(04)
- [6]农业废弃物强化微生物处理有机氯农药污染的研究[D]. 赵元添. 兰州交通大学, 2021(02)
- [7]我国农药生产场地污染土壤修复技术研究进展[J]. 朱国繁,应蓉蓉,叶茂,张胜田,夏冰,钱家忠,蒋新. 土壤通报, 2021(02)
- [8]低温降解菌株强化对硝基苯酚土壤污染修复研究[D]. 李超凡. 沈阳大学, 2021(06)
- [9]氟环唑降解菌的筛选鉴定及其降解特性研究[D]. 申志慧. 广西大学, 2020(07)
- [10]新型生物炭对设施菜地吡虫啉和啶虫脒的强化降解研究[D]. 王睿. 山东农业大学, 2020(09)