一、垃圾场环境中的微生态效应初探（论文文献综述）
李浩楠[1]（2020）在《十溴二苯乙烷的植物吸收、传输机制及对根际过程的影响》文中提出十溴二苯乙烷（Decabromodiphenylethane,DBDPE）为添加型溴代阻燃剂,随着传统溴代阻燃剂的生产和使用的限制,作为替代品广泛用于各行业,并在环境介质和生物体内普遍检出。目前关于DBDPE的研究主要集中在环境介质的分布、动物体的毒性效应及光降解各方面,对于其在植物体内的迁移传输机制的研究非常有限,对其引发的根际化学与生物过程的相互作用效应还不清楚。针对以上问题,本论文进行了如下研究。通过土培实验对黄瓜、玉米和小麦进行为期45天的DBDPE暴露,并分别在15天、30天和45天采集植物地下部分、地上部分、根际土壤与非根际土壤样品。使用索氏提取、旋蒸、氮吹、符复合硅胶柱等前处理方法对样品进行处理,并通过气相色谱质谱联用对其代谢产物及母体进行定量分析。结果表明,由于植物生物量的增加,其各部分DBDPE含量随时间逐渐降低。植物种类的差异会导致DBDPE积累量的不同,三种植物地下部的DBDPE积累量大小排序为黄瓜>玉米>小麦,三种植物根系对土壤中DBDPE的吸收能排序为黄瓜>玉米>小麦,均随时间递减。DBDPE在植物体内茎向传输能力较弱,在三种植物地上部分积累量为小麦>玉米>黄瓜,茎向传输能力也随时间递减。对制度地上与地下部分脂含量的分析表明,脂类是影响植物根系吸收DBDPE的重要因素,但不是植物对DBDPE茎向传输的唯一因素。土壤样品经过纯水提取的方法进行可溶性有机质（DOM）的提取,基于高分辨率质谱技术全面地分析DOM分子多样性分布特征。通过傅里叶变换离子回旋共振质谱（FT-ICR-MS）对样品中10000多个分子进行表征,发现际土壤中微生物与DOM的相互作用较为活跃,产生了大量的含碳产物。丰度最高的三种DOM组分从大到小分别为木质素、脂类和蛋白质,其中木质素和蛋白质均随培养时间的增加逐渐降低,而脂类则逐渐升高。根际与非根际土壤中DOM组分的差异主要表现在脂类、不饱和烃类、浓缩芳香烃类和蛋白质类上。基于宏基因组学,通过RNA测序技术结合生物学统计方法,对DBDPE胁迫下根际与非根际土壤微生物群落结构及其与DOM分子的相互作用进行分析。DBDPE对根际过程的参与,提高根际土壤中细菌物种丰富度。Proteobacteria、Actinobacteria与Acidobacteria为土壤中丰度最大的三种细菌。根际土壤中微生物群落变化情况复杂,多种微生物与DOM分子存在相关性,且这种相关性也会受植物种类的影响。
沈嘉璐[2]（2019）在《基于微信的大型垃圾场自动消杀远程控制系统研究》文中提出目前,我国许多垃圾场的消杀系统都是需要消杀人员直接进入到垃圾场开启,这样不仅费时费力,而且垃圾场内含有细菌和异味可能会对消杀人员的身体健康产生一定的影响。自动消杀远程控制系统的优势在于,消杀人员控制消杀系统不受地理位置的限制,减少进入垃圾场的次数,不仅减少了消杀者体力、降低了健康风险,而且还给企业节省成本,具有一定的经济价值和发展潜力。本文在分析远程控制消杀系统需求的基础上,提出了基于微信平台的控制方案。本文主要设计工作如下:（1）需求分析和方案设计。为实现大型垃圾场的远程控制和位置地图功能,分析控制系统的需求,该控制系统包括控制终端和云服务器两大部分。控制终端设计基于单片机STM32和外围控制电路模块,其中包括GPS模块、4G模块和继电器模块。云服务器设计基于微信服务器和阿里云服务器,微信公众号实现人机交互和前端控制功能,阿里云服务器作为GPS信息、消毒次数和控制时间的数据库。GPS模块采集所部署控制终端的位置信息,STM32通过4G模块进行网络连接,继电器模块通过微信发送的开启和关闭命令进行控制,GPS的所有数据和控制参数存储于阿里云服务器的MySQL数据库。（2）系统的硬件设计与实现。根据STM32处理器、GPS模块、4G模块和继电器模块的数据参数,利用Altium Designer 15软件设计控制电路原理图,然后设计并绘制PCB,通过对PCB中各元件布局和布线,完成硬件系统的制作和测试。（3）系统的软件设计与实现。系统软件设计分为以STM32为核心的控制终端程序设计和云端服务器程序设计两大部分。控制终端程序通过keil uVision5开发平台,采用STM32官方固件库函数进行设计,实现GPS定位信息的接收、解析,4G模块网络连接,控制终端与服务器之间的信息收发。云服务器软件设计采用Servlet连接,在Windows 10、Tomcat 7、MySQL 8和JAVA 1.8的开发环境下实现了微信服务器和阿里云服务器之间的通信,并利用Socket连接实现了控制终端和阿里云服务器之间的通信。
王晓飞[3]（2017）在《重金属在土壤—甘蔗中迁移规律及糖业产品中的分布特征研究》文中研究表明本研究以广西环江县某尾矿库溃坝影响区环江流域上游（A区）、中游（B区）和下游（C区）的甘蔗大田为典型研究区,通过田间调查和布点采样,进行土壤重金属全量（Cu、Zn、Pb、Cd、As、Ni、Cr）和形态、甘蔗重金属含量以及土壤理化性质（pH、有机质、EC等）分析。利用GIS技术和多元数学统计法,系统研究了土壤-甘蔗中重金属的污染水平、生态风险、健康风险、富集特性、影响机制、迁移规律、迁移定量模型以及重金属在糖业产品甘蔗汁、甘蔗渣和白砂糖中的分布特征。取得了以下主要研究结果:1、基于土壤环境风险的优先管控重金属指标筛选研究分别采用内梅罗综合污染指数法、区间数排序法和人体健康风险模型法对各研究区的土壤质量进行了综合评价。以国家土壤环境质量标准（GB15618-1995）二级标准值进行土壤综合评价,结果表明,A区综合污染指数为4.60,土壤受到严重污染,主要污染物有Cd、Pb、As和Zn;B区综合污染指数为0.53,土壤处于清洁状态;C区综合污染指数为1.05,土壤污染程度为轻污染,主要污染物有Pb。基于区间数排序法的潜在生态风险（Vi）变化序列:按区域A>C>B,按元素Cd>Pb>As>Zn>Cu>Ni>Cr。人体健康风险评价结果表明土壤重金属对儿童和成人的总非致癌风险和总致癌风险分别为3.26、0.47和9.93×10-5、5.94×10-5,二者主要来源于Pb、Cd和As。综合考虑,将Pb、Cd和As作为区域优先管控的重金属。2、重金属在土壤-甘蔗中的富集特性及迁移规律（1）通过对土壤和甘蔗进行监测采样,分析甘蔗各部位重金属（Pb、Cd和As）的累积分布特征。甘蔗中Pb和As的分布规律为:根>叶>茎,而Cd则为根>茎>叶,且甘蔗不同部位对Pb、Cd和As的积累量差异性极显着。甘蔗根、茎、叶中的Pb、Cd和As含量均随土壤综合污染指数的增加而显着上升。A区甘蔗根Pb、Cd和As的平均含量分别为161.08、0.61和10.28 mg/kg,Pb是B、C区的7.73、2.59 倍,Cd 是 B、C 区的 2.51、2.18 倍,As 是 B、C 区的 4.05、1.95倍。（2）通过对富集系数、转移系数和吸收量的计算对比以探究甘蔗在土壤-甘蔗中的迁移规律。结果表明,不同污染区甘蔗在对Pb、Cd和As的富集能力方面存在较大差异,轻污染C区甘蔗根Cd富集系数大于1,达到1.60。重金属从甘蔗根部向地上茎、叶的转移能力存在差异性,且转移系数随土壤重金属污染程度增加呈递减趋势,无污染B区甘蔗茎Cd转移系数可以达到0.60。A区甘蔗对Pb、Cd和As的理论吸收量最大,分别达到936.9 g/hm2、7.22 g/hm2和54.2 g/hm2。3、重金属在土壤-甘蔗中迁移定量模型的拟合构建（1）选取富集系数作为土壤-甘蔗中重金属迁移能力的指标,甘蔗对重金属的吸收累积能力总体上呈现为Cd>Pb>As。土壤重金属形态分析结果表明,Cd、Pb的非残渣态含量较高,具有较高的潜在生物有效性,As主要存在于残渣态中,较稳定,生物有效性依次为Cd>Pb>As。土壤Cd的潜在生物有效性较高,导致其在土壤-甘蔗中具有较高的迁移能力;（2）通过对甘蔗根重金属富集系数与土壤重金属的形态、pH、有机质、阳离子交换量、电导率等土壤理化指标进行相关性分析和主成分分析,采用多元线性回归法拟合建立土壤-甘蔗中重金属迁移定量模型。结果表明,土壤pH、OM、阳离子交换量、EC、重金属弱酸提取态、可还原态是影响土壤-甘蔗中重金属Cd、Pb和As迁移累积的主要因素。重金属Cd的迁移模型满足对数线性模型,模型决定系数为0.831,具体方程表达为LnEI=-4.64-0.14Ln Ⅰ-0.14LnⅡ-0.43LnⅢ-0.12LnⅣ-0.90LnpH+0.40Ln OM-0.72LnTN+0.36LnTP+1.03LnTK+0.12LnCEC-0.10Ln EC,利用该模型对重金属Cd的迁移累积进行预测评价,达到显着预测水平,R2=0.88。4、重金属在糖业产品中的分布特征基于糖业产品甘蔗汁、甘蔗渣及白砂糖重金属定量分析结果,甘蔗汁和甘蔗渣中Pb和As含量在轻污染C区最高,甘蔗汁Cd含量在重污染A区最高,甘蔗渣Cd含量在轻污染C区最高。以《食品中污染物限量》（GB 2762-2012）、《饲料卫生标准》（GB 13078-2001）和《白砂糖》（GB317-1998）采用综合污染指数法评价,结果表明,甘蔗汁和甘蔗渣中Pb、Cd和As均属于安全级别。白砂糖中Pb、Cd和As含量低于规定标准值,可安全食用且可用于其他产品原料。另外,甘蔗汁中的蔗汁锤度、蔗汁纯度、蔗糖分、蔗糖还原糖等均处在较好水平,品质良好。5、不同甘蔗品种对重金属累积量差异性研究通过大田试验中进一步检验柳城03/1137、柳城05/136、桂糖42号、桂糖29、桂辐98/296、台糖27号和台优七种甘蔗对重金属累积量的差异性。试验结果表明,在Pb/As/Cd复合污染达到中度污染的条件下,桂糖42的抗逆性最好,其株高和亩产量最大,达到240.4 cm和5412 kg,对Pb、Cd和As的理论最大吸收量分别为11.49 kg/hm2、53.97 kg/hm2和0.54 kg/hm2。甘蔗汁中As、Cd和Pb三种重金属含量分布范围为 0.001～0.002、0.001～0.003、0.042-0.077mg/kg,符合规定的标准值,可实现重金属污染农田甘蔗安全生产。
段曼莉[4]（2017）在《生物炭对土壤中抗生素及其抗性基因变化的影响研究》文中研究指明近年来,由于畜禽养殖业中抗生素的滥用及其诱导产生抗生素抗性基因（Antibiotic Resistance Genes,ARGs）的传播,导致粪便受纳土壤成为抗生素和ARGs的储存库。抗生素和ARGs可通过食物链对人类健康产生威胁。生物炭（Biochar）常用作农田土壤的改良剂和污染修复剂,但使用生物炭对土壤和植物体中抗生素和ARGs的累积和转运的影响仍不清楚。因此,本文系统研究了3种畜禽养殖场（猪场、鸡场和肉牛场）粪便堆放地和使用粪便的菜地土壤中抗生素及ARGs的赋存情况,分析了影响ARGs分布的主要因素;并以土霉素（Oxytetracycline,OTC）为典型污染物,研究其在不同类型生物炭土壤中的吸附情况;探讨了吸附性能最强的生物炭对土壤中OTC降解和ARGs变化规律的影响;通过盆栽试验进一步研究了OTC、ARGs及intI1在添加生物炭的土壤和生菜系统的转运和累积,分析了土壤细菌和生菜内生菌的结构变化,明确了ARGs与OTC和微生物群落间的关系,揭示了土壤和生菜中ARGs变化的主要机制。本研究的结果为评价土壤中抗生素和ARGs生态风险及消减其危害提供理论依据。主要研究结论如下:（1）畜禽粪便的堆放和农用使得养殖场土壤中含有大量的ARGs、抗生素和重金属。以猪场粪便堆放地土壤的ARGs、抗生素和重金属含量最高,其次为鸡场,牛场最低。养殖场土壤中ARGs的绝对丰度为未施粪便农田土壤的2.62倍以上。11种ARGs中,以酶修饰基因tetX的绝对和相对丰度最高,其次是核糖体保护基因sul1、sul2和外排泵基因tetG,它们是畜禽养殖场土壤中的优势基因。粪便堆放地土壤中四环素类抗生素浓度为0.154.76 mg/kg,磺胺类抗生素浓度为02.62 mg/kg,明显大于未施粪的农田土壤。细菌结构分析表明堆粪地和菜地土壤的细菌属水平结构明显不同于未施粪的农田土,主要表现在Actinomadura、Lysobacter、Flavobacterium和Bacillus等菌属丰度的差异。冗余分析和Network分析表明土壤中铜和锌、放线菌门和四环素类抗生素是引起养殖场土壤ARGs分布差异的主要原因。（2）利用小麦秸秆、玉米秸秆和苹果树枝为前驱材料在500℃制备3种生物炭,并对其理化性质进行表征。苹果树枝生物炭交换阳离子的能力大于小麦秸秆生物炭和玉米秸秆生物炭。苹果树枝裂解后的生物炭的碳含量（66.1%）为小麦秸秆和玉米秸秆生物炭的1.9和1.3倍。苹果树枝生物炭的表面积（126.6 m2/g）为玉米秸秆生物炭和小麦秸秆生物炭的1.7和48.7倍。相比于小麦秸秆生物炭和玉米秸秆生物炭,苹果树枝生物炭具有更高的芳香化结构和比表面积,可作为吸附材料用于土壤OTC污染的修复试验。（3）小麦秸秆生物炭、玉米秸秆生物炭和苹果树枝生物炭提高了土壤对OTC的吸附能力,以苹果树枝生物炭对OTC的吸附量最大,达4.24 mg/g。Freundlich模型能较好的描述OTC在添加生物炭土壤中的吸附过程（R2>0.9）。添加生物炭土壤对OTC的吸附主要由分配作用主导,其次是π-π电子供体-受体作用的表面吸附。准二级动力学模型能很好的拟合OTC在添加生物炭土壤上的吸附动力学过程（R2=1）。吸持过程可以分为前期快速反应和中后期慢速平衡两个阶段。土壤溶液中pH、离子强度和铜浓度均影响含有生物炭的土壤对OTC的吸附。（4）苹果树枝生物炭有助于降低土壤中OTC,缩短OTC在土壤中的半衰期。土壤中tetG的绝对和相对丰度最高。添加生物炭降低了tetG和四环素类抗性基因的相对丰度。土壤的AWCD值随着土培时间的延长逐渐降低,培养60 d时,生物炭处理的土壤微生物碳源代谢能力高于未施加生物炭处理。皮尔森相关性表明添加生物炭对土壤中ARGs丰度的下降与细菌群落碳源代谢变化和OTC的降解有显着关系（P<0.05）。（5）苹果树枝生物炭可降低土壤、生菜根和叶中OTC的积累和转运,也减少了ARGs和人类致病菌的丰度。在OTC浓度为300 mg/kg的污染土壤中添加生物炭能使土壤、生菜叶和根中OTC残留浓度较未施加生物炭处理显着降低10.66%、39.0%和30.1%（P<0.05）;ARGs相对丰度分别下降44.1%、51.8%和43.4%。细菌群落的演变是影响ARGs和intI1变化的主要机制。添加生物炭处理中厚壁菌门的减少可能是导致四环素抗性基因缩减的原因。综上所述,畜禽养殖场粪便堆放地和农用地的土壤中含有大量的ARGs、抗生素和重金属残留。添加苹果树枝生物炭增加了土壤对OTC的吸附能力,加速了土壤中OTC的生物和非生物降解,降低了土壤、生菜叶和根中OTC和ARGs的累积和转运。生物炭可有效消减土壤中OTC和ARGs,是一种良好的土壤修复剂。
郭鑫[5]（2013）在《大沽河下游地区地下水及地表植被对截渗坝的响应》文中研究说明大沽河下游地区是作为青岛市重要的水源地之一,担负着向青岛市区、胶州、蓝村等地的供水任务。1981年以来,由于连续超采、滥采地下水及持续性干旱等因素导致了近海地下咸水和胶州湾的海水入侵。由于没有及时采取有效的防治措施,海水入侵面积逐步扩大,使得当地的地下淡水资源逐步枯竭,成为影响大沽河,对当地工农业生产的造成了很大影响。海水入侵问题对当地经济、社会的可持续发展和人民生活水平的提高构成了直接威胁。为了阻隔海水入侵的通道并且涵养地下水源,1998年青岛市在胶州麻湾庄处修建了东西向的地下截渗坝。为了解大沽河下游地区在建设地下截渗墙之后对地下水位、水质及地表植被的影响,在野外调查、观测及资料收集的基础上,利用地学理论、数理统计方法及3S技术,对该地区浅层地下水位、水质时空变化及其对Normalized Difference Vegetation Index（NDVI）指数的影响等进行了深入分析。结果表明：①大沽河下游地区年内地下水位呈现出单峰单谷曲线,最高水位发生频率最高的时期是9-10月,最低水位发生频率最高的时期是6-7月。截渗墙明显起到了涵养水源的作用,抬升了截渗墙北侧的地下水位,平复了截渗墙的地下水漏斗。②截渗坝的建设对大沽河下游地区地下水向海排泄量影响非常大,阻止了海水入侵,同时使地下水的输送也减少,只有地下水位超过坝顶标高时才会发生地下水向胶州湾排泄。截渗坝建成后地下水向海排泄量相当于建成前未发生海水入侵时—天的排泄量。③至2011年截渗墙北侧地下水中Cl-含量下降明显,水质变好。④研究区域NDVL总体呈逐渐增加的态势,一定程度上表明区域植被覆盖状况明显增加。
周睿,赵勇胜,朱治国,孙艳,周红玲,花菲,赵妍,胡桂全[6]（2008）在《垃圾场污染场地氧化还原带及其功能微生物的研究》文中指出通过室内模拟柱实验发现受渗滤液污染的场地存在着4个顺序氧化还原带,依次为硫酸盐还原带、铁还原带、硝酸盐还原带和氧还原带,范围分别为027 cm、2762 cm、4774 cm、7491 cm.各带中生物群落结构发生了明显的变化,相应地以硫酸盐还原菌（SRB）、铁还原菌（IRB）和反硝化细菌（NRB）为优势菌群,同时也存在其他作用的细菌.氧化还原带和功能微生物的分布说明各氧化还原带间并不存在严格的界限,有一定的重叠现象.功能优势菌群的变化是氧化还原带更替的根本原因.
丛利泽[7]（2007）在《餐厨垃圾的微生物处理与资源化的初步研究》文中指出本文针对当前我国餐厨垃圾产量正在快速增长,但处理方式仍然非常落后,对环境存在着极大的危害,并且极易导致禽流感、口蹄疫等传染性疾病的大规模流行,人畜间的交叉感染,已经对人类的健康、社会的稳定构成了极大的威胁这一现实状况,基于循环经济理论,在对城市餐厨垃圾的产量、成分调查的基础上,对城市餐厨垃圾的液态部分以及固态部分进行分别处理研究,一方面利用微生物技术,对餐厨垃圾资源化利用进行了理论和实验研究,探索利用餐厨垃圾制备蛋白饲料的技术路线;另一方面应用微电解、膜生物反应器（MBR）对发酵后的废水深度处理进行了研究。研究取得以下主要结果:1.用多种微生物培养基对餐厨垃圾原位中的微生物进行分离筛选,获得包括霉菌、酵母菌、防线菌、芽孢杆菌等多株菌株。利用产淀粉酶实验、产蛋白酶实验、生长能力实验等从以分离得到得菌株、实验室保藏菌株中获得了能够高效降解餐厨垃圾并产淀粉酶或蛋白酶的菌株。利用形态观察以及生理生化鉴定,其中三株效果最为明显的菌株分别为:紫红曲霉（Monascus purpuresu Went）;啤酒酵母葡萄酒变种[S.cerevisiae var. ellipsoideus （Hansen） Dekker];双芽孢杆菌属（Amphibacillus Nijmura et al.,1990）。2.利用筛选获得的高效菌株对餐厨垃圾进行发酵处理,对其发酵条件以及发酵产品的粗蛋白含量、产率等进行了研究。实验结果表明,经过筛选获得的菌株在相同的工艺处理条件下,对餐厨垃圾的降解能力以及获得的产品粗蛋白含量等各方面明显优于其它菌株。餐厨垃圾液态部分经过三株高效菌株混合发酵处理,得到了具有生物活性的微生物菌体蛋白（MBP）饲料14.4 g/L,并且经过发酵处理后餐厨垃圾废水的COD去除率达到了78%左右。3.餐厨垃圾固态部分经过发酵条件优化的研究,找出了最佳的发酵条件。经过微生物的发酵作用使得发酵产品中的粗蛋白含量从22.75%提高到45.3%,比发酵前提高了22.55个百分点;氨基酸态氮含量从3.15%提高到6.09%,比发酵前提高了2.94个百分点。蛋白质消化率得到了提高,各种氨基酸的组份也更加平衡,并且富含有多种维生素类物质和酶类、芽孢、酵母菌分泌的营养物质、免疫因子以及大量的益生菌。4.利用微电解、混凝、膜生物反应器组合作用对发酵后的餐厨垃圾废水的深度处理工艺进行了初步研究。利用正交实验以及单因素考察实验,分析得出微电解最佳处理工艺为:pH=3、反应时间30 min、填料B,经过进一步混凝沉淀处理,COD的去处率达到53%,NH3-N的去处率达到66%。B/C由电解前的0.34提高到0.39,废水的生化性得到了提高,对于进一步的生化处理极为有利。pH值也由4.0提高到了9.0,更加适合后续的厌氧膜生物反应器处理。5.废水进一步经过膜生物反应器处理,最终COD的浓度降低到（100±20） mg/L,NH3-N的浓度降低到（25±5） mg/L,实现了达标排放。通过实验研究,我们真正的实现了对餐厨垃圾废弃物的循环利用与零污染处理,本研究是对循环经济理论的实际应用,对循环经济理论以及我国现实环境污染等问题具有重要的理论及现实意义。
刘长礼,张云,叶浩,董华,侯宏冰,张明[8]（2005）在《生态环境的脆弱性对垃圾不适当处置的响应》文中指出垃圾的不适当处置,对生态环境的负面影响是多方面的。在上海、北京和石家庄等地研究表明,垃圾的随意处置,已经造成了许多环境污染问题:垃圾的污染成分包括“三氮”、COD、BOD、重金属离子、有机污染物等,这些污染物在包气带砂性土的侧向迁移距离约15 m,而在地下水中则可达到120 m/a,在地表水中影响距离可达200 多m,在粘性土中的垂向迁移一般在3 m以浅;Cd、Hg、As、F、Pb等有毒离子在垃圾处置场附近高梁粒的综合污染指数可达192-238,超过国家食品卫生标准高达650倍,在西瓜和甜瓜中,这些离子超标少的几倍,高的达100多或1300多倍;垃圾中COD、Cl-、NH4+、NO3-、NO2-等对地表水的单项污染指数高的达100多倍,并在静止的地表水呈现指数函数衰减;对地下水的单项污染指数高的可达340多倍,高出地下水三类标准100多倍,综合污染指数少的60,高的达170。
张云,张胜,刘长礼,肖宇,殷密英,张凤娥,叶浩,侯宏冰,杨丽娟,宋淑红[9]（2004）在《垃圾场环境中的微生态效应初探》文中认为在垃圾堆埋环境中的微生态特征较为复杂 ,其微生态效应是其中各种超背景聚集有害物质发生降解、转化的表现。它既存在有利于生态环境防护的一面 ,也存在造成一定时段内局部生态系统中的物质循环失调而引发的生态环境污染。本文对调查的北京市垃圾场地中的典型场地 ,进行了以细菌总数、大肠杆菌、硝化菌、反硝化菌、硫酸盐还原菌、排硫杆菌、脱氮硫杆菌和铁细菌等为侧重点的微生态特征研究。文中主要基于调查评价和污染治理目的 ,侧重阐述了上述菌群在相关垃圾场地中的含量分布与效应特征 ,以期为相关研究或工程治理提供科学依据。
二、垃圾场环境中的微生态效应初探（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、垃圾场环境中的微生态效应初探（论文提纲范文）
（1）十溴二苯乙烷的植物吸收、传输机制及对根际过程的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 DBDPE的结构、性质和用途 |
| 1.1.2 DBDPE在环境中的分布 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 DBDPE在大气中的分布 |
| 1.2.2 DBDPE在水体和沉积物的分布 |
| 1.2.3 DBDPE在污泥中的分布 |
| 1.2.4 DBDPE在土壤中的分布 |
| 1.3 DBDPE在生物体内的分布 |
| 1.3.1 DBDPE在动物中的分布 |
| 1.3.2 DBDPE在植物中的分布 |
| 1.3.3 DBDPE的代谢转化 |
| 1.3.4 DBDPE的生物毒性 |
| 1.3.5 土壤DOM与微生物群落的相互作用 |
| 1.4 研究目标及研究内容 |
| 第2章 DBDPE的植物吸收及其在植物体内的传输机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 仪器和试剂 |
| 2.2.2 土培实验 |
| 2.2.3 仪器分析 |
| 2.2.4 植物样品的提取及净化方法 |
| 2.2.5 植物脂质的提取及净化 |
| 2.2.6 植物载脂蛋白的同源建模及与DBDPE的分子对接 |
| 2.2.7 DBDPE代谢产物的鉴定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 DBDPE的根系吸收 |
| 2.3.2 DBDPE的茎向传输 |
| 2.3.3 植物脂质对DBDPE传输的影响 |
| 2.4 DBDPE与植物载脂蛋白的分子间相互作用 |
| 2.5 DBDPE在植物地下与地上部分的代谢产物 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 DBDPE对土壤可溶性有机质的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 TOC测定 |
| 3.2.2 DOM分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 DBDPE在土壤中的分布 |
| 3.3.2 土壤中总有机碳含量 |
| 3.3.3 土壤DOM各组分分子组成 |
| 3.3.4 土壤疏水性比较 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 微生物群落结构的变化及与DOM组分的相互作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 基因组DNA抽提与PCR扩增 |
| 4.2.2 Miseq文库构建及测序 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 植物根际与非根际土壤中微生物群落分布 |
| 4.3.2 植物根际土壤微生物群落与DOM相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表(含录用)的学术论文 |
（2）基于微信的大型垃圾场自动消杀远程控制系统研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 远程控制研究现状 |
| 1.2.2 基于微信控制技术研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 主要内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 论文的章节安排 |
| 第二章 需求分析与总体设计 |
| 2.1 系统总体方案 |
| 2.1.1 系统功能需求 |
| 2.1.2 系统总体设计 |
| 2.2 模块的选择 |
| 2.2.1 处理器选型 |
| 2.2.2 联网方式的选择 |
| 2.2.3 GPS模块选择 |
| 2.3 云端服务器 |
| 2.3.1 微信公众平台 |
| 2.3.2 阿里云服务器 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 系统硬件设计 |
| 3.1 硬件总体设计 |
| 3.2 STM32系统电路 |
| 3.2.1 MCU电路 |
| 3.2.2 时钟系统与复位电路 |
| 3.2.3 STM32启动电路 |
| 3.2.4 电源模块电路 |
| 3.3 继电器驱动电路 |
| 3.4 GPS模块电路 |
| 3.5 4G通信模块电路 |
| 3.5.1 SIM7600CE模块电路 |
| 3.5.2 通信模块电源电路 |
| 3.5.3 通信模块外围电路 |
| 3.6 PCB设计 |
| 3.6.1 PCB设计流程 |
| 3.6.2 PCB布局设计 |
| 3.6.3 PCB布线设计 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 系统软件设计 |
| 4.1 软件总体设计 |
| 4.2 控制终端软件设计 |
| 4.2.1 主程序设计 |
| 4.2.2 串口通信程序设计 |
| 4.2.3 GPS模块程序设计 |
| 4.2.4 4G模块程序设计 |
| 4.2.5 看门狗设计 |
| 4.3 云端服务器软件设计 |
| 4.3.1 开发环境的搭建 |
| 4.3.2 数据处理和交互 |
| 4.3.3 微信自定义菜单 |
| 4.3.4 Socket套接字 |
| 4.3.5 数据库设计 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 系统测试 |
| 5.1 硬件测试 |
| 5.1.1 GPS模块定位测试 |
| 5.1.2 4G模块通信测试 |
| 5.2 微信功能测试 |
| 5.3 系统测试 |
| 5.3.1 系统测试环境 |
| 5.3.2 测试结果 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（3）重金属在土壤—甘蔗中迁移规律及糖业产品中的分布特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染来源 |
| 1.1.2 土壤重金属环境质量评价 |
| 1.1.3 土壤重金属污染对农产品质量的影响 |
| 1.1.4 农产品重金属污染的健康风险 |
| 1.2 土壤-甘蔗中重金属研究进展与存在问题 |
| 1.2.1 土壤重金属的有效性 |
| 1.2.2 甘蔗中重金属的富集与分布 |
| 1.2.3 土壤-甘蔗中重金属的关联特征 |
| 1.2.4 土壤-甘蔗中重金属迁移转化的影响机制 |
| 1.2.5 土壤-甘蔗中重金属研究存在的问题 |
| 1.3 课题目的、研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 1.3.4 创新点 |
| 1.3.5 研究区域概况 |
| 第二章 基于土壤环境风险的优先管控重金属筛选研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 样品采集 |
| 2.1.2 样品处理与分析 |
| 2.1.3 土壤环境质量评价 |
| 2.1.4 土壤环境风险评价 |
| 2.1.5 统计分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 土壤重金属空间分布特征 |
| 2.2.2 土壤重金属污染评价 |
| 2.2.3 土壤重金属生态风险评价 |
| 2.2.4 土壤重金属健康风险评价 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 重金属在土壤-甘蔗中迁移规律研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品处理 |
| 3.1.2 样品分析 |
| 3.1.3 富集系数和转移系数 |
| 3.1.4 数据统计 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 重金属在重度污染土壤-甘蔗中的迁移 |
| 3.2.2 重金属在轻度污染土壤-甘蔗中的迁移 |
| 3.2.3 重金属在无污染土壤-甘蔗中的迁移 |
| 3.2.4 不同污染区甘蔗中重金属富集特性比较 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 重金属在土壤-甘蔗中迁移模型建立 |
| 4.1 重金属富集系数的比较 |
| 4.2 土壤环境因子 |
| 4.2.1 土壤理化性质 |
| 4.2.2 土壤重金属全量 |
| 4.2.3 土壤重金属有效态 |
| 4.3 相关性分析 |
| 4.4 土壤-甘蔗环境因子分析 |
| 4.5 迁移模型方程的建立 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 重金属在糖业产品中的分布特征研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样品前处理 |
| 5.1.2 分析项目及方法 |
| 5.1.3 评价标准 |
| 5.1.4 安全性分析 |
| 5.1.5 数据统计 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 重污染区甘蔗汁和甘蔗渣中重金属的分布特征 |
| 5.2.2 轻污染区甘蔗汁和甘蔗渣中重金属的分布特征 |
| 5.2.3 无污染区甘蔗汁和甘蔗渣中重金属的分布特征 |
| 5.2.4 不同污染区甘蔗汁及甘蔗渣中重金属分布比较 |
| 5.2.5 重金属对甘蔗汁品质的影响 |
| 5.2.6 白砂糖中重金属残留量 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 不同甘蔗品种对重金属富集特性研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 试验场地 |
| 6.1.2 试验材料 |
| 6.1.3 试验设计 |
| 6.1.4 试验实施 |
| 6.1.5 数据处理 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 重金属对不同糖蔗品株高的影响 |
| 6.2.2 重金属对不同糖蔗品种含糖量的影响 |
| 6.2.3 重金属对不同糖蔗品种产量的影响 |
| 6.2.4 不同甘蔗各部位重金属的分布特征 |
| 6.2.5 整株甘蔗富集重金属量 |
| 6.2.6 甘蔗汁的安全性 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
（4）生物炭对土壤中抗生素及其抗性基因变化的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 土壤中土霉素的研究进展 |
| 1.2.2 土壤中 ARGs 的研究进展 |
| 1.2.3 土壤环境中抗生素和ARGs的消减技术 |
| 1.2.4 生物炭特性及对抗生素和ARGs的影响 |
| 1.3 主要研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 畜禽养殖场土壤中抗生素和抗性基因的赋存特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 采样位点和样品收集 |
| 2.1.2 样品分析 |
| 2.1.3 数据分析 |
| 2.2 结果与分析ARGs相对丰度 |
| 2.2.1 不同畜禽养殖场土壤抗生素抗性基因污染特征 |
| 2.2.2 不同畜禽养殖场土壤抗生素、重金属和其它理化性质特征 |
| 2.2.3 不同畜禽养殖场土壤中细菌群落特征 |
| 2.2.4 ARGs、细菌群落和环境因子间的相关性分析 |
| 2.2.5ARGs的宿主菌分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 养殖场粪便对受纳土壤中ARGs的输入与影响 |
| 2.3.2 影响受纳土壤中ARGs丰度差异分析 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 不同原料生物炭的制备与表征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 生物炭的制备 |
| 3.1.2 生物炭的特性表征 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同原料生物炭的基本理化性质 |
| 3.2.2 不同原料生物炭的元素组成 |
| 3.2.3 不同原料生物炭扫描电镜分析 |
| 3.2.4 不同原料生物炭红外分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 生物炭对土壤中土霉素的吸附行为研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 吸附试验 |
| 4.1.2 影响吸附的因素 |
| 4.1.3 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 OTC在添加生物炭土壤中的等温吸附过程 |
| 4.2.2 OTC 在添加生物炭土壤中的吸附动力学过程 |
| 4.2.3 pH、离子强度和Cu2+对生物炭土壤吸附OTC的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 不同原料生物炭对土壤中OTC的吸附 |
| 4.3.2 影响生物炭对土壤中OTC吸附的因素 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 生物炭对土壤中土霉素降解及抗性基因的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.0 供试材料 |
| 5.1.1 土培试验 |
| 5.1.2 样品采集 |
| 5.1.3 指标测定 |
| 5.1.4 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 生物炭对土壤中土霉素降解的影响 |
| 5.2.2 生物炭对土壤中四环素类抗性基因的影响 |
| 5.2.3 生物炭对土壤中微生物群落碳源代谢的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 OTC 的降解 |
| 5.3.2 ARGs 的变化及其与 OTC 和细菌群落间的关系 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 生物炭对降低土壤和生菜中土霉素、抗生素抗性基因和人类致病菌的影响 |
| 6.1.材料与方法 |
| 6.1.1 试验材料 |
| 6.1.2 实验设计 |
| 6.1.3 样品采集与分析 |
| 6.1.4 统计分析 |
| 6.2.结果与分析 |
| 6.2.1 生物炭对土壤和生菜中土霉素浓度的影响 |
| 6.2.2 土壤和生菜组织中ARGs和intI1丰度的变化 |
| 6.2.3 生物炭对土壤和生菜组织中细菌群落与HPB的影响 |
| 6.2.4 ARGs、细菌群落和OTC的相关性 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 土壤和生菜组织中OTC的累积与评估 |
| 6.3.2 ARGs的变化及其与OTC和细菌群落的关系 |
| 6.4 结论 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 研究创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）大沽河下游地区地下水及地表植被对截渗坝的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 国外研究现状 |
| 1.3.2 国内研究现状 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 研究区自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.2 气候 |
| 2.2.1 气温 |
| 2.2.2 降水 |
| 2.3 研究区水文 |
| 2.3.1 水利工程 |
| 2.4 研究区域地质概况 |
| 2.4.1 地形与地貌 |
| 2.4.2 水文地质概况 |
| (1) 地下水的贮存条件 |
| (2) 地下水的补给、径流与排泄 |
| 第三章 截渗坝对地下水的影响 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.1.1 地下水位观测与潜水样采集 |
| 3.1.2 地下水观测数据的统计与分析 |
| 3.2 地下水位时空变化特征 |
| 3.3 地下水向海排泄量变化 |
| 3.3.1 水文断面法 |
| 3.3.2 大沽河地区地下水的输送量 |
| 3.3.3 截渗坝的影响 |
| 3.4 海水入侵变化分析 |
| 第四章 截渗坝对地表植被的影响 |
| 4.1 遥感影像的处理 |
| 4.2 遥感数据的分析 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）垃圾场污染场地氧化还原带及其功能微生物的研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验装置和材料 |
| 1.1.1 模拟装置和材料 |
| 1.1.2 供试培养基 |
| 1.2 实验方法 |
| (1) 氧化还原带模拟方法 |
| (2) 细菌分离培养方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 氧化还原带的分布规律 |
| 2.2 各带中功能菌群结构确定 |
| 2.2.1 SRB的分布变化及形态特征 |
| 2.2.2 IRB的分布变化及形态特征 |
| 2.2.3 NRB的分布变化及形态特征 |
| 3 结论 |
（7）餐厨垃圾的微生物处理与资源化的初步研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 餐厨垃圾的来源、特征和单独处理的必要性 |
| 1.2.1 餐厨垃圾的来源和特征 |
| 1.2.2 餐厨垃圾处理现状 |
| 1.2.3 我国餐厨垃圾管理现状及单独处理的必要性 |
| 1.3 餐厨垃圾的资源化处理技术 |
| 1.3.1 蚯蚓堆肥 |
| 1.3.2 发酵堆肥 |
| 1.3.3 提取生物可降解性塑料 |
| 1.3.4 发酵产氢 |
| 1.4 微生物饲料 |
| 1.4.l 微生物饲料用菌种 |
| 1.4.2 在发酵过程中微生物的作用 |
| 1.4.3 生物饲料的研究应用现状 |
| 1.4.4 前景 |
| 1.5 本论文研究的内容及意义 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 菌种的选育 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 主要药品 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.1.4 主要培养基 |
| 2.1.5 实验方法 |
| 2.2 发酵实验 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 废水处理 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验方法 |
| 2.3.3 实验装置 |
| 2.4 饲料毒性实验 |
| 2.4.1 实验材料 |
| 2.4.2 实验方法 |
| 2.4.3 观察指标 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 菌种的选育 |
| 3.1.1 菌种的筛选 |
| 3.1.2 菌种的鉴定 |
| 3.2 发酵 |
| 3.2.1 生长曲线 |
| 3.2.2 餐厨垃圾成分测定 |
| 3.2.3 滤液发酵实验 |
| 3.2.4 滤渣发酵实验 |
| 3.3 废水处理实验 |
| 3.3.1 微电解实验 |
| 3.3.2 厌氧膜生物反应器处理废水研究 |
| 3.4 饲料毒性实验 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 高效微生物菌种的筛选策略 |
| 4.2 菌体蛋白（MBP）饲料 |
| 4.2.1 微生物之间的相互关系对菌体蛋白（MBP）的影响 |
| 4.2.2 微生物对菌体蛋白(MBP)特性的影响 |
| 4.3 发酵废水处理策略 |
| 4.3.1 微电解 |
| 4.3.2 膜生物反应器 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）生态环境的脆弱性对垃圾不适当处置的响应（论文提纲范文）
| 1 垃圾对生态环境的影响途径 |
| 2 垃圾中的主要污染成分 |
| 3 生态环境的脆弱性对垃圾不适当处置的响应 |
| 3.1 土壤的响应 |
| 3.1.1 水平污染范围 |
| 3.1.2 垂向污染深度 |
| 3.2 植物的响应 |
| 3.3 地表水的响应 |
| 3.3.1 污染物迁移规律 |
| 3.3.2 污染程度及范围 |
| 3.4 地下水的响应 |
| 3.4.1 水平迁移规律 |
| 3.4.2 水平迁移范围 |
| 3.4.3 污染程度 |
| 3.5 大气的响应 |
| 4 认识 |
四、垃圾场环境中的微生态效应初探（论文参考文献）
- [1]十溴二苯乙烷的植物吸收、传输机制及对根际过程的影响[D]. 李浩楠. 沈阳航空航天大学, 2020(04)
- [2]基于微信的大型垃圾场自动消杀远程控制系统研究[D]. 沈嘉璐. 西北农林科技大学, 2019(08)
- [3]重金属在土壤—甘蔗中迁移规律及糖业产品中的分布特征研究[D]. 王晓飞. 广西大学, 2017(06)
- [4]生物炭对土壤中抗生素及其抗性基因变化的影响研究[D]. 段曼莉. 西北农林科技大学, 2017(02)
- [5]大沽河下游地区地下水及地表植被对截渗坝的响应[D]. 郭鑫. 青岛大学, 2013(S1)
- [6]垃圾场污染场地氧化还原带及其功能微生物的研究[J]. 周睿,赵勇胜,朱治国,孙艳,周红玲,花菲,赵妍,胡桂全. 环境科学, 2008(11)
- [7]餐厨垃圾的微生物处理与资源化的初步研究[D]. 丛利泽. 厦门大学, 2007(07)
- [8]生态环境的脆弱性对垃圾不适当处置的响应[J]. 刘长礼,张云,叶浩,董华,侯宏冰,张明. 地球与环境, 2005(04)
- [9]垃圾场环境中的微生态效应初探[J]. 张云,张胜,刘长礼,肖宇,殷密英,张凤娥,叶浩,侯宏冰,杨丽娟,宋淑红. 地球学报, 2004(06)
标签：重金属论文; 土壤重金属污染论文; 微生物发酵论文; 土壤环境质量标准论文; 生态环境论文;