一、溢油海水环境化学行为的研究（论文文献综述）
孙旭[1]（2021）在《渤海水体和沉积物中多环芳烃的时空分布及来源研究》文中研究说明随着我国工业化和城市化水平的不断提高,能源消耗量的不断增长,多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的排放量也在不断增加。PAHs 具有长距离迁移性和强亲脂性,还具有致畸、致癌、致突变等“三致”毒理效应,目前已在大气、水体、土壤、沉积物乃至生物体和人体内都有所检出。近岸海域是连接陆地和远洋的纽带,沿海城市频繁的工业和人为活动排放的污染物导致近岸海域生态环境退化,对生态系统和人类健康构成威胁。本研究以渤海海域为研究背景,以美国环保署（USEPA）优先控制的15种PAHs为研究对象,分别于2019年6月（春夏季）、8月（夏季）和11月（秋季）通过科考航次采集渤海表底层海水样品,并于2019年6月采集渤海表层沉积物样品。本文首次系统调查了PAHs在渤海水体中的空间分布特征及季节变化趋势,探究了 PAHs在水体两相介质（溶解相和颗粒相）以及表层沉积物中的浓度水平、组成特征和空间分布,并简要探究了该海域PAHs的主要输入途径。研究得出的结论如下:一、渤海水体中PAHs的时空分布特征与来源:PAHs在渤海水体中的分布广泛检出,总浓度范围在3.16-87.9 ng/L之间;水平分布特征表现为近岸高、中部低的特点,这说明陆源输入是渤海水体PAHs最主要的来源。研究结果与国内外其他海域相比,渤海PAHs属于中等污染水平。通过估算储量发现,渤海水体中PAHs的储量远低于邻近城市PAHs的排放量。春秋季节,PAHs在渤海水体中的垂直分布没有表现出明显的浓度水平差异,这与强烈季风作用下渤海水体垂直混合均匀有关。但在夏季,渤海中部海域表层水体中的污染物浓度较高,与底层水体中PAHs浓度形成了明显差异,说明冷水团和温跃层的形成可能阻碍了水体的垂直交换,导致污染物的层化现象。季节变化上,PAHs总浓度春季（6月）>高于秋季（11月）>高于夏季（8月）。夏季浓度降低可能与PAHs高温挥发至大气中有关,同时禁渔期船舶数量的减少也可能是导致这一现象的原因。而秋季PAHs浓度增大与环境温度降低导致燃煤供暖排放有关。这说明PAHs的某些污染源有着明显的季节性特点。渤海水体中PAHs来源分析表明木材等生物质的燃烧、石油等化石燃料燃烧、工业废水和生活污水排放以及船舶溢油是主要来源。二、渤海表层沉积物中PAHs的分布特征与来源:渤海海域表层沉积物中的PAHs检出浓度在7.23-168 ng/g dw之间,整体上属于轻微-中等污染水平。表层沉积物中PAHs的储量估算约为226吨,表明渤海表层沉积物是PAHs蓄积的重要介质。近岸河流输入的大量泥沙可能是导致污染物在此累积的一个重要原因。表层沉积物中的PAHs浓度与TOC含量正相关,表明TOC含量对于沉积物中PAHs等有机污染物污染水平和分布特征具有重要的意义。沉积物PAHs来源解析结果与水体中相似,石油、煤炭等化石燃料和生物质燃料的燃烧源是主要的来源。PAHs作为一种非故意生产排放的持久性有毒污染物,在日常的工业生产和人类生活活动中都会不经意时产生。陆源污染是渤海PAHs的主要来源,水体和沉积物是PAHs最重要的受体。PAHs在水体中主要存在于溶解相,且以低环PAHs为主;而在表层沉积物中以高环PAHs为主。这说明在水体中水溶性较强的PAHs容易随着高温挥发和洋流移动转移到其他地区,稳定性更强的高环PAHs则容易吸附或富集在颗粒物上,最终沉降进入沉积物中,形成高浓度累积。因此,通过本研究可以进一步了解PAHs在海洋系统中的环境行为,为海洋环境中有机污染物的监测和治理工作提供参考依据。
赵莹莹[2]（2021）在《利用海产废弃物制备生物炭吸附海水中石油的研究》文中研究表明海上石油开采及运输环节频繁发生漏油事故,对海洋生态构成严重威胁。吸附法去除海洋溢油具有高效、环保、不会造成二次污染等优点,但是传统的吸油材料造价高且难以回收利用。因此,亟待开发针对海洋溢油的新型吸附材料。生物炭（Biochar,BC）是由生物质材料通过限氧热解制备的炭化产物,具有比表面积大、孔隙率高、表面官能团丰富等特点,对石油的吸附能力较强。生物质的材料来源十分宽泛、价格低廉,利用海产废弃物（如虾壳、蟹壳等）制备的生物炭可望用于海洋大规模溢油事故的处理。为了便于回收吸油后的生物炭,将过渡金属（铁、钴、镍等）或其氧化物加入到炭基质中形成磁性生物炭（Magnetic biochar,MBC）,则可以通过外部磁场将其快速分离。本文选用三种海产加工废弃物作为生物质原料,系统研究了生物质材料及制备条件（包括热裂解温度、升温速率和热裂解时间）对生物炭吸油能力的影响;优化后筛选出4种生物炭,结合元素分析、比表面积分析、官能团分析等表征手段,研究了不同热解温度对优化筛选得到的生物炭的元素组成及结构性能的影响;通过吸附动力学、等温线模型及热力学分析吸附机制;采用共沉淀法对生物炭赋磁,研究Fe的负载对生物炭结构及性能的影响,并分析了磁性生物炭的吸附机理;对磁性生物炭进行回收实验,研究了其循环再生性能。研究得出以下主要结论:（1）以虾壳、蟹壳及蛤蜊壳为原料制备出36种生物炭,相较于升温速率和热解时间,热解温度对生物炭的吸油性能影响更大。通过对比不同生物炭对石油的吸附能力,筛选出4种生物炭:350℃、450℃虾壳生物炭（SS350、SS450）;650℃、750℃蟹壳生物炭（CS650、CS750）。（2）热解温度会对生物炭的物化性质产生显着影响。生物炭的比表面积、芳香性及疏水性随温度升高均会发生变化。其中,SS450和CS650的比表面积最大、芳香性和疏水性最强,吸油能力最佳。生物炭含有大量有利于吸附的含氧官能团。（3）SS450和CS650的吸附过程符合准二级动力学模型,吸附速率受粒子内扩散速率和液膜扩散速率共同控制。在研究温度范围内,SS450及CS650对海水中石油的吸附更符合Freundlich模型,且生物炭的吸附过程均为有利吸附。（4）以SS450为例探究了生物炭对石油的吸附机理,结果表明丰富的孔隙结构及石墨化结构可能是影响其吸附速率及吸附性能的关键因素。SS450对石油的吸附可能受以包含π-π作用及氢键为主的表面吸附与孔隙截留的共同作用。（5）将SS450掺杂Fe Cl3·6H2O和Fe SO4·7H2O溶液制备得到负载Fe3O4颗粒的MSS450。通过动力学及热力学研究可知,MSS450对石油的吸附过程同样可用准二级动力学方程描述且符合Freundlich模型;在研究温度（15～25℃）下,MSS450对海水中石油的吸附过程能自发进行;外加磁场可使MSS450成功从海水中分离,吸附—解吸实验表明MSS450可循环利用。
徐薇薇[3]（2020）在《低温菌Planococcus sp.XW-1产表面活性物质性能及应用研究》文中进行了进一步梳理我国北部海域冬季表层海水温度低,溢油事故屡有发生。虽然利用生物修复方法治理石油污染具有环境友好的突出优势,但低温是限制石油烃降解的瓶颈。针对这一问题,本研究在我国北方海域筛选能以石油烃为碳源产生生物表面活性物质的低温菌,重点研究其产生的表面活性物质的性质和应用于石油污染生物修复的潜力,主要包括对石油烃的增溶、促降解和洗脱,同时也研究了生物表面活性剂的添加对海水中细菌群落的影响。主要研究成果包括:1.筛选出1株海洋低温石油降解菌,命名为Planococcus sp.XW-1,该菌株能在低温下以石油烃为唯一碳源产生生物表面活性物质。该生物表面活性物质具有较低的临界胶束浓度（60 mg/L）和极低的表面张力（26.8 mN/m）,在盐浓度（1%～18%）、pH（2～12）和温度（-18～105℃）的条件下性能稳定。通过TLC和FTIR分析后,鉴定其为糖脂类生物表面活性剂。2.菌株Planococcus sp.XW-1产生的生物表面活性物质能显着提高石油烃在水中的溶解度,促进原油降解。添加240 mg/L（3xCMC）生物表面活性剂后,菲、芘、柴油和原油的溶解量分别提高了 430%、503%、505%和600%。当生物表面活性剂浓度超过CMC时,WSR菲（0.0234）>WSR芘（0.0165）>WSR 柴油（0.0015）>WSR原油（0.0027）。添加生物表面活性剂后,海水中原油的降解率由54%增加到73%;沙水混合物中原油的降解率由65%增加到86%。3.添加生物表面活性剂后,吸附在不同粒径沙子上的原油明显被洗脱,洗脱率随粒径的增大而增大。粒径小于0.45 mm时,原油的洗脱率由17.1%增加到87.9%;粒径大于2 mm时,原油洗脱率由22.7%增加到94.28%。4.添加生物表面活性剂后,油污海水中细菌群落生物多样性增加、油螺旋菌和交替假单胞菌丰度大幅度增加。
范优美[4]（2020）在《不同盐度下油污染对海水青鳉胚胎发育的毒性效应》文中进行了进一步梳理随着经济的快速发展及对原油需求的增加,溢油事故频繁发生,所产生的油污染会对海洋生态系统和海洋生物造成灾难性的影响。同时,盐度会影响溢油的分布和自然归宿,其变化可能会增强溢油对海洋生物的毒性效应。迄今为止,尚无研究系统地评估不同盐度下油污染对水生生物的毒性效应的影响。因此,本文将海水青锵胚胎（Oryzias melastigma）半静态暴露于30‰（TPH浓度范围为:0.13±0.05 mg.L-1至3.02±0.03 mg·L-1）和0.5‰盐度下（TPH浓度范围为:0.14±0.04 mg·L-1至4.06±0.04 mg.L-1）阿曼原油水容组分（water-accommodated fractions,WAF）中14 d,分别通过形态学评分（general morphology score,GMS）系统和致畸评分（general teratogenic score,GTS）系统及对死亡率、孵化率和心率的记录,对30‰和0.5‰两种盐度下WAF对海水青鳉胚胎的发育毒性效应进行了系统性地评估。并采用紫外分光光度法和气相色谱—质谱联用技术（gas chromatograph-mass spectrometer,GC-MS）,分别对不同盐度下 WAF 中总石油烃（total petroleum hydrocarbons,TPH）和16种优先控制的多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）进行测定,以探究其影响机制。研究结果表明,暴露于不同盐度下WAF与海水青鳉胚胎的死亡率和孵化率之间存在显着的剂量—效应关系,WAF所诱导的胚胎死亡率随着其稀释比的增加而增加。30‰和 0.5‰盐度下 WAF 的致死浓度 LC20（20%lethal concentration）值分别为 1.77 mg·L-1和1.06 mg.L-1,表明WAF在0.5‰盐度下比30‰盐度下对海水青鳉胚胎具有更大的致死性。暴露于两种盐度下WAF后均会影响海水青鳉胚胎的孵化,但是0.5‰盐度下WAF暴露后对孵化的影响更为严重。根据对形态学评分的分析显示,不同盐度下的WAF均会在一定程度上导致海水青鳉胚胎发育迟缓,且以孵化失败、鱼鳔未充气和卵黄未吸收为主。致畸评分的结果表明,不同盐度下WAF均会以剂量—效应关系的方式导致畸形,而且0.5‰盐度下WAF所导致的畸形更为严重。同时,不同盐度下WAF还会影响海水青鳉胚胎的心率,而且0.5‰盐度下WAF对心率的影响比30‰盐度下更明显。此外,化学分析表明,0.5‰盐度下WAF中TPH浓度和2-3环PAHs的含量略高于30‰盐度下WAF中的含量,并且低盐度下海水青鳉由于高渗透性可能会吸收更多的PAHs,这些可能是导致低盐度下的WAF 比高盐度下的WAF对海水青鳉胚胎发育毒性效应略大的主要原因。这些发现可以为不同盐度环境下溢油污染对水生生物可能造成的影响和损害评估提供科学依据。
张明远[5]（2019）在《利用生物炭去除海水及沙砾中石油污染的研究》文中认为随着人们对石油及其产品需求的增加,海洋石油的开采和运输也快速增加,导致海上溢油事故频繁发生,对海洋生态环境造成很大威胁。由于海洋洋流及水动力的影响,海上溢油会向岸滩漂移并污染海岸带,因此亟需开发能高效去除海水及沙砾中石油污染的新技术。作为一种环保新材料,生物炭具有孔隙结构发达、比表面积高和吸附性强等特点,其在海岸带石油污染处理中的应用有待发掘。本论文通过模拟实验,研究了不同材料来源、热解温度和热解时间对生物炭吸油性能的影响,筛选出4种生物炭,并对其理化性质进行了表征;探讨了生物炭的表面形貌、比表面积和表面官能团对其吸油性能的影响,并对生物炭吸附海水中石油的机理进行了探讨;以生物炭为载体将石油烃降解菌固定制备出具有活性生物炭,并对固定化条件进行了优化,并利用活性生物炭去除海水中石油;研究了施加生物柴油或生物炭对沙砾中石油污染物去除的影响,利用生物柴油和生物炭/活性生物炭去除沙砾中的石油污染物,并评价其效果。通过模拟实验,主要得出以下几种结论:（1）以松木屑、玉米秸秆、玉米芯和水稻秸秆为原材料,共制得64种生物炭,通过对比其对石油的吸附性能,发现热解温度和材料来源对生物炭的吸油性能影响较大,而热解时间对其影响较小。通过不同类型生物炭的吸油性能初步筛选出4种生物炭,其对石油吸附性能从高到低的顺序为:400℃玉米秸秆生物炭（CS400-2）、500℃松木生物炭（PB500-2）、500℃玉米秸秆生物炭（CS500-2）和400℃松木生物炭（PB400-2）。（2）生物炭对海水中石油的吸附均较符合Freundlich模型,而且海水温度的增加有利于生物炭对海水中石油的吸附;热力学分析表明,生物炭对海水中石油的吸附以物理吸附为主。（3）以生物炭为载体将石油降解菌固定,制备得到活性生物炭,对固定化条件进行了优化。结果表明,摇床转速对生物炭固定微生物的效率影响最大,其次是固定时间,微生物接种量对其影响最小;得到最佳组合为:以CS400-2为载体、微生物接种量10%、在摇床转速180r/min条件下固定4h。与游离菌存在条件相比,活性生物炭对海水中石油的去除率提高了78.2%。（4）施加生物柴油有利于沙砾中石油污染物的释放,施加生物柴油时沙砾中石油的平衡释放量最高约为5.0mg/g,而未施加生物柴油的平衡释放量约为1.5mg/g,并且生物柴油的施加量越多,沙砾中石油的释放率越高。对施加生物柴油后海水中的脱氢酶活性进行检测,未施加生物柴油组和施加生物柴油组微生物的脱氢酶活性分别为0.24μg/（m L·min）和0.27μg/（m L·min）,施加生物柴油会增强海水中微生物的活性,有利于沙砾中石油污染物的去除。（5）投加生物柴油和活性生物炭时,石油污染沙砾在第一天释放了约4.8mg/g的石油,对海水中微生物的脱氢酶活性为0.33μg/（m L·min）;投加生物柴油和生物炭时,石油污染沙砾在第一天释放了约5.3mg/g的石油,海水中微生物的脱氢酶活性为0.28μg/（m L·min）,活性生物炭可以增大沙砾中石油的释油量,而且活性生物炭可以提高海水中微生物的活性,有利于沙砾中石油污染物的去除。
张少君[6]（2019）在《可漂浮载体固定化菌群降解海上溢油的研究》文中研究表明溢油事故不但会造成巨大的经济损失,而且给海洋环境带来难以修复的生态灾难。溢油事故发生后,采用物理法和化学法可以快速清理大部分的溢油,但对于残留在海水表面的薄油膜、悬浮油、乳化油,生物法降解最为经济有效。而采用生物法处理溢油存在三个关键问题:其一,石油成分非常复杂,采用单一降解菌很难达到较好的降解效果;其二,采用游离态的降解菌处理海上浮油尚存在一定缺陷,投放到现场多因比重大、亲油性差、适应环境性差等问题而导致降解菌大量损失;其三,海洋中生物降解溢油过程极为复杂,应用经典动力学模型处理溢油缺乏大量实验数据验证其可行性。针对以上问题,本文围绕菌群、载体和溢油降解性能的影响规律开展研究,主要结论如下:（1）构建混合菌群,解决溢油多组分的同时降解问题。从溢油污染的海滩沉积物中分离得到5种高效石油烃降解菌,并复配构成菌群MF3711。通过形态学观察和16S rDNA的构建,初步鉴定菌群包括芽孢杆菌属、假单胞菌属、食烷菌属、海杆菌属和微球菌属。对温度、盐度、pH值、表面活性剂等一系列环境条件优化后,菌群的7 d降解率从72.24%提高至92.67%。对降解残油组分的分析显示,菌群在降解过程中存在协同效应,因此可同时降解溢油中的多组分。为了探讨菌群降解的作用机制,以鼠李糖脂（Rha）作为先导化合物,提出并建立一种溶剂体系的新算法,应用于HSCCC分离纯化菌群的次生代谢产物,经一步分离纯化得到6种纯度均高于84.41%的Rha。对添加Rha的菌群细胞的疏水、增溶和乳化特性进行研究,结果表明,添加Rha的浓度与细胞表面疏水性的增强呈正相关性,添加高浓度的Rha有助于烷烃的乳化和降解。（2）为解决生物降解效率低的问题,制备了一系列可漂浮、疏水性、生物亲和性强的固定化菌群导弹载体,来增加菌群与浮油的有效接触。首先,制备了接触角θ为149.300°、机械强度为2.52 mN的大孔SA/PVA载体,通过对组分比例和密度的调控实现该载体的浮漂性。然后,以聚乳酸作为基质,分别采用物理和化学方法制备内部携带极性基团、外部接枝疏水脂肪族聚酯的可漂浮疏水性大孔聚乳酸（RMPLA）载体。实验测得RMPLA对油粒子的饱和吸附率高达18.17 g/g,固定化菌群的7 d降解率为88.95%。最后,将Fe3O4纳米粒子经PEG和SDS修饰得到双亲性胶体磁核,采用分散聚合法制备了接触角θ为133.4°、比饱和磁化强度为3.95 emu/g的磁性Fe3O4StMD载体,该技术可推广应用于处理船舶机舱产生的乳化油废水。经过12h的降解,固定化比游离态菌群处理乳化油的降解率提高了 13.86%,体现了反应启动快、处理效率高的特点。因此,固定化菌群降解溢油污染可望成为解决海洋油污染问题的一个有效的替代办法。为了分析菌群的降解中间产物,制备Fe3O4MNG@CTAB作为分散固相萃取材料,通过对多环芳烃及模式化合物菲的降解中间产物检测,结果显示检测限低至1.5～5.0 ng/L、样品加标回收率达到74.01%～94.67%。分析证明,通过水杨酸和邻苯二甲酸两条代谢途径,菌群最终完全降解溢油。（3）采用实验数据验证经典动力学方程的适用性,明确菌群降解溢油的限速步骤。准二级动力学模型适用于描述载体与溢油的吸附效应,计算得到表观活化能Ea为21.65 kJ/mol,确定载体的吸附过程为物理吸附。通过吸附动力学分析,证明粒子内扩散并不是吸附过程的唯一速率控制步骤。通过降解动力学验证了菌群对菲的吸附速率远大于其降解速率,造成菲在菌体表面和内部富集,而促使其降解速率远大于其溶解速率,推断出溶解过程是菌群降解溢油的限速步骤。该研究成果可为大规模的菌群应用于海洋溢油污染治理提供具有普适性的理论支持。
王巧敏[7]（2017）在《分散剂对溢油行为及其特征组分影响的研究》文中指出海上溢油发生后,分散剂作为除机械回收之外首选的应急处理措施,起到了不可替代的作用。但是,它只是将溢油分散至水体,油滴并没有完全消失,仍有可能再度上浮于水面。分散剂与溢油掺混后不仅改变溢油的沉浮行为,还可能干扰某些油组分的风化路径和环境归趋,影响溢油鉴别的指纹信息、甚至溯源。鉴于此,本论文设计在小型水槽中研究溢油的分散行为,考察分散剂对溢油烷烃组分风化、对溢油烷烃诊断比稳定性和对基于稳定烷烃诊断比的溢油数字化鉴别结果的影响。得到的研究成果如下:1、通过考察浮油中分散剂残留量和水体中分散油滴浓度随时间的变化,研究了分散剂对溢油分散行为的影响。结果表明:分散剂随分散时间增长逐渐与浮油脱离,初始含量越大,脱离速度越快,且浮油中分散剂的残余量最符合三次函数;分散剂脱离速度基本保持海水等量增加的水体>海水等量更新>海水量不变,前两者在9 d内分别下降了约90%和50%,第三者在30 d内下降了约90%。与之相应的水体油浓度也随分散时间增长逐渐下降,且下降趋势更符合对数函数。此外,分散剂主要以溶解和扩散作用离开浮油,蒸发作用较小;开阔水体可加快分散剂与浮油的脱离速度,强化分散剂的再分散能力,加速已分散油滴的扩散,提高分散效果;进入水中的分散剂对已分散油滴有一定的稳定作用。2、通过计算溢油风化指数（WI）、蒸发指数和生物降解指数,用指数衰减方程拟合WI并比较WI的实测值和计算值,量化了分散剂对溢油烷烃组分风化的影响。结果发现:分散剂主要通过促进溶解、加快蒸发促使溢油快速消失;分散剂不仅明显干扰溢油的风化,使其或大或小的偏离原风化路径,而且浮油中分散剂的风化特征还可能干扰溢油风化规律,进而影响溢油的风化动力学特征;模拟溢油的生物降解作用较小,烷烃组分的变化主要是由蒸发和溶解作用引起,分散剂对C18和Ph的影响也较小,二者基本保持相同低的风化速度。3、采用经过调整的适于处理大批量数据的重复性限法,从19个烷烃诊断比中逐级筛选出10个抗分散剂干扰和抗风化的稳定诊断比,它们是:C17/（C17+Pr）、C18/（C18+Ph）、Pr/（Pr+Ph）、CPIx（x=0、1、2、3 和 4）和 OEPx（x=3 和 4）。基于这些诊断比,对不同风化阶段的模拟溢油样进行数字化鉴别,结果表明:主成分分析、多维标度分析和聚类分析能够明确区分风化≤90 d的不同种类的溢油（如原油和燃油）,明显缩小混有分散剂溢油样的识别范围,提高溯源效率。灰色关联度分析通过量化溢油样与油源亲疏关系表明,没有分散剂且风化≤90 d的溢油样与实际油源始终最相关;混有分散剂且风化≤15 d的溢油样与实际油源间的相关性随分散剂含量的增多减弱;当风化时间增长至90 d,溢油样与油源间的相关性呈无规律变化,分类结果非常不稳定,这足以证明分散剂对溢油数字化鉴别结果的影响是存在的。因此,关联度分析比前3种分析方法更适合长期风化溢油洋的鉴别,该法也是明确证实分散剂影响溢油溯源的有效方法。
郭立梅[8]（2016）在《大连“7.16"溢油事故海域细菌群落的时空变化研究》文中提出随着人类对地球资源开发的加剧,海洋污染也越来越严重。而在众多的污染中,以石油污染尤为突出,近年来,各种石油泄漏事故更是雪上加霜。2010年7月16日,大连新港溢油成为近年来大连乃至中国史上海洋最严重的溢油事故之一。针对于这一事故,项目组对大连湾海域展开连续5年的跟踪调查研究,以期掌握溢油事故对海洋生态环境造成的影响,初步了解大连湾环境中的微生物在石油污染中的自净与修复性能,揭示石油污染程度对微生物群落结构及多样性的影响。以大连湾表层海水和沉积物为研究对象,利用可培养方法研究溢油后5年间异养细菌和石油烃降解菌丰度的变化特征,并结合石油烃含量的分布以及环境因子的检测,探究细菌丰度与环境化学因子间的相关性。结果表明,溢油事故发生后5年间,大连湾表层海水中石油烃含量（TPHs）由溢油初期的0.220.67 mg/L降到0.00250.05 mg/L,海水质量由第三类海水转变为第一类海水;沿岸站位表层沉积物中石油烃含量由7 133μg/g降低到926μg/g,其表层沉积物质量也由第三类转变为第一类。溢油后2个月内表层海水中异养细菌及石油烃降解菌丰度分别升高至105 CFU/mL和104 CFU/mL,随着时间推移各站位细菌丰度基本呈下降趋势,5年后细菌丰度回落了12个数量级并基本恢复到溢油前的历史水平。表层沉积物中石油烃降解菌丰度由溢油后2个月的105 CFU/g降低到2013年的102 CFU/g。海水中石油烃降解菌与异养细菌的比值（HDB/HB）与石油烃含量呈极显着的正相关（P<0.01）,而与营养盐和溶解氧等主要环境因子相关性不大,因此推断其可作为海水中石油烃类污染评价的指标。采用Illumina Miseq高通量测序的方法对大连湾沉积物中细菌群落结构进行研究,结果显示大连湾优势细菌门类主要为变形菌门（Proteobacterice）,其次是拟杆菌门（Bacteroidetes）、厚壁菌门（Firmicutes）、酸杆菌门（Acidobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、浮霉菌门（Planctomycetes）、放线菌门（Actinobacteria）、疣微菌门（Verrucomicrobia）等,其中变形菌门的δ-变形菌（Deltaproteobacteria）、γ-变形菌（Gammaproteobacteria）、ε-变形菌（Epsilonproteobacteria）分别占31.35%、26.31%、5.79%。δ-变形菌和γ-变形菌在大多数样品中占据优势地位。ε-变形菌的相对丰度在石油污染较严重的站位显着高于其它站位,且随石油烃浓度降低而逐渐降低。大连湾沉积物中与石油烃降解相关的细菌类群在总细菌群落中占有较高的比例（14.3487.23%）,包括Pseudomonadaceae,Piscirickettsiaceae,Thiotrichaceae,Halomonadaceae,Oceanospirillaceae,Oleiphilaceae,Vibrionaceae,Alteromonadaceae,Aeromonadaceae和Colwelliaceae等,且随时间推移,与石油烃降解相关细菌的相对丰度逐渐降低,尤其是受石油污染较明显站位的样品。通过对大连湾表层沉积物的细菌群落多样性指数及群落结构进行统计分析发现,离岸由近至远细菌群落的Tag序列数逐渐降低,而OTU数呈增加的趋势;溢油后5年间随着时间的推移,各站位石油烃含量逐渐降低,其细菌多样性也随之增加;由此推断石油烃含量可能影响细菌多样性;近岸站位细菌丰度、石油烃含量都较高,而其多样性相对较低。冗余度分析环境因子与细菌主要类群之间的关系表明:各种环境因子对沉积物样品细菌群落结构影响的相关性大小为总石油烃（TPHs）>总有机碳（TOC）>多环芳烃（PAH）>硫化物（S）;结果表明石油可能是影响功能微生物群落结构和组成的主要因素,群落结构的变化与环境化学因子的变化可能具有相关性。采用Real-time PCR技术对沉积物中的细菌16S rRNA基因和烷烃羟化酶（AlkB）基因进行了定量分析,结果显示16S rRNA基因拷贝数范围是8.30×1081.10×1010 copies/g,沉积物中细菌数量介于2.01×1082.66×109 cells/g之间,明显高出可培养异养细菌总数23个数量级,说明大连湾沉积物中存在大量的未可培养细菌;16S rRNA基因拷贝数石油烃含量呈显着正相关（P<0.05）,表明影响16S rRNA基因丰度的主要因素是石油烃含量;烷烃羟化酶（AlkB）基因拷贝数范围为5.32×1066.32×107 copies/g,相较于溢油发生初期有明显的增加,表明石油污染对于土着的烷烃降解相关的基因起到了促进作用。本研究将为我们了解溢油事故海区细菌丰度及其群落分布提供了一定的基础,同时通过揭示石油污染程度对微生物群落结构及功能多样性的影响,也让我们对细菌群落构成与石油污染之间的响应有了更深的认知,同时为评估石油烃降解菌的作用提供了重要的基准信息。
刘宪杰[9]（2016）在《溢油事故对海洋环境多环芳烃污染影响的研究》文中进行了进一步梳理海上溢油事故引发的环境污染问题,已成为目前倍受关注的全球性环境问题。多环芳烃是原油中代表性污染物,由于具有毒性、半挥发性及生物富集性,严重危害环境及人体健康,因此开展溢油事故对海洋环境多环芳烃污染影响的研究具有重要意义。本研究以大连湾“7.16”溢油事故为案例,于2010年1月和9月分别采集大连周边近海海域和溢油相关海域溢油前后水体和沉积物样品,利用GC-MS测定46种PAHs含量,以求探明突发性溢油事故对近海海域环境中PAHs污染水平及分布特征的影响。通过构建不同排放途径污染源指纹图谱,鉴别污染物来源,确定不同排放源的贡献量,进而对环境中PAHs污染来源进行解析。基于动态多介质逸度模型理论,整合模拟过程所需参数,模拟了代表性PAHs在多介质环境中迁移转化及归趋行为,定量表征污染物的时空变化规律。本研究有利于掌握溢油事故对海洋环境中多环芳烃污染特征及环境行为的影响,为生态环境修复与治理提供理论理论基础和科学依据。论文第一部分构建了水体不同污染源指纹图谱。结果表明,原油、气相大气、颗粒相大气、地表径流、城市污水及沉积物这六类水体中多环芳烃不同污染源指纹图谱间存在显着差异。原油以烷基PAHs为主,其中甲基菲含量最高；大气气相中PAHs含量显着高于颗粒相,气相以低环组分为主,颗粒相以高环组分为主：地表径流中萘和菲及其烷基取代物为主要组分：城市污水以萘、1-甲基萘和2-甲基茶含量居高；沉积物样品中则主要由高环PAHs组分构成。本论文第二部分开展溢油对石油泄漏相关海域环境多环芳烃污染影响的研究。结果表明,溢油事故发生50天后,石油泄漏相关海域水体中46种Σ46PAHs浓度范围260-1620 ng/L,平均值为654±430 ng/L。沉积物中46种Σ46PAHs浓度范围91-2030 ng/g dw,平均值为550±342 ng/g dw。水体和沉积物样品中母体Σ21PPAHs含量与烷基Σ25APAHs含量均显现出显着的正相关（P<0.05）,表明水体和沉积物中母体和烷基PAHs可能具有相同或相似的来源、降解及传输途径。空间分布特征,水体PAHs浓度空间分布与溢油事故发生地点间距离呈显着相关性（P<0.05）;沉积物PAHs浓度分布与工业区距离呈现显着相关性（P<0.05）,表明水体PAHs在一定程度上受到溢油事故影响,而沉积物PAHs则主要来源于工业活动的积累。组分特征,水体PAHs多以低环PAHs组分为主,而沉积物则以高环PAHs组分为主。源解析显示,水体PAHs主要来源于泄漏原油,其次为地表径流,部分来自于城市污水排放、沉积物二次释放和大气干湿沉降。沉积物PAHs主要来源于燃油及生物质和化石燃料燃烧形成的燃烧源,其次为石油源和柴油源。本论文第三部分开展溢油对大连周边沿海环境多环芳烃污染影响的研究。结果表明,大连周边沿海水体中46种Σ46PAHs溢油前浓度为136-621ng/L,平均值为357 ng/L;溢油后浓度为65.0-1230 ng/L,平均值为297 ng/L。沉积物中46种∑46PAHs溢油前浓度为63.55-635.77 ng/g dw,平均值为213.75 ng/g dw;溢油后浓度为71.08-1086.59 ng/g dw,平均值为195.70 ng/g dw。时间分布特征,除溢油点附近相关海域,其它大连周边沿海海域环境中PAHs浓度总体上表现出冬季显着高于夏季。空间分布特征,渤海区域显着高于黄海区域的趋势。区域分布特征,工业区显着高于城市地区（P<0.05）,极显着高于农村地区（P<0.01）。源解析表明,水体中PAHs污染来源,溢油前主要为大气干湿沉降,溢油后主要源于石油泄漏造成的原油污染。沉积物中PAHs污染来源,溢油前主要为燃烧源和交通源；溢油后,除燃烧源和交通源外,部分来自于石油泄漏所造成的石油源。污染物在水相与沉积相间传递方向预测结果表明,溢油之前污染物表现出由沉积相向水相释放的趋势；溢油之后污染物则表现出由水相向沉积相中沉积的趋势。生态风险评价显示,水体中PAHs具有较高的生态风险,沉积物则处于较低生态风险水平。本论文第四部分应用Ⅳ级多介质逸度模型模拟代表性溢油特征污染在大连湾地区多介质环境中的迁移及归趋行为。结果表明,溢油事故发生后,大量进入水体的PAHs主要通过相内平流,其次通过沉降和吸附等相间传质作用输出系统。大气中PAHs消失途径主要为相内反应,其次通过大气向水相的沉降及向土壤相的迁移和相内平流。沉积物与土壤是多介质环境中PAHs的主要汇,占总残留量的50%以上。用实测数据对模型模拟结果进行验证,预测值与实测结果相差基本在一个数量级之间,模型验证吻合度较高。Ⅳ级逸度模型能够有效预测突发事故发生后一段时间内有机污染物在各环境介质中的动态变化和受损环境的恢复情况,对突发性环境污染事故污染物环境行为预测具有重要意义。
周然[10]（2015）在《渤海湾环境化学要素变化对浮游植物和底栖动物的影响研究》文中研究说明渤海湾位于渤海西部,属于典型的半封闭海湾,由于与外海水体交换能力较弱,进入海湾内的污染物质不易输移和扩散,容易造成污染物的累积。2000年以来,随着环渤海湾地区经济的发展,特别是港口、沿海工业、海洋养殖等产业的高速发展,大量污水排放,导致近岸海域水质不断恶化,富营养化问题严重,赤潮灾害频发,生态环境面临巨大压力。为了解渤海湾环境变化及其对生态系统的影响,以渤海湾水生态系统为研究对象,基于20002012年连续13年的环境监测资料,研究了渤海湾典型环境化学要素变化规律以及浮游底栖生物的多样性,分析了渤海湾水生态系统的变化以及浮游底栖生物对环境化学要素变化的响应特征。2000-2012年水环境重要化学要素的监测结果表明,水体中的无机氮、无机磷、重金属和石油烃均呈现明显的时空分布特征：季节上以丰水期较高；空间上表现为由近岸向外海逐渐降低；年际变化各个要素不尽相同,无机氮呈增加之势,相反无机磷和石油烃呈下降趋势,而重金属则无明显变化规律。对照我国国家海水水质标准发现,2000-2012年中无机氮平均含量有10个年份超过国家Ⅲ类海水水质标准,而无机磷含量仅有1个年份超过国家Ⅲ类海水水质标准,重金属含量只有Pb和Zn在某些年份超过国家Ⅲ类海水水质标准,石油烃含量均低于Ⅲ类海水水质标准。可见无机氮是渤海湾水体中的主要污染物。2000-2011年渤海湾沉积物的重金属和石油烃两种环境化学要素监测结果表明,石油烃在2001-2007年呈下降趋势,而后开始上升；重金属在2001-2005年呈现上升趋势,而后开始下降。空间上除了镉以外,各个重金属和石油烃的空间分布均呈现由近岸向外海降低的趋势。与国家海洋沉积物质量标准相比,渤海湾沉积物中的石油烃和重金属污染水平较低,大多低于国家Ⅰ类标准；利用效应浓度区间中值法（Effects Range Median, ERM）对沉积物中污染物的生态风险进行评估,结果表明,所有年份的ERM值均大于0.10,表明存在潜在的生态风险。生态风险也呈现明显的时空变化,时间上2001-2007年生态风险呈下降趋势（2005年除外）,而2007年后又有所上升;空间上呈现由近岸到外海逐渐升高之势。2000-2012年渤海湾浮游植物监测结果表明,渤海湾共有浮游植物7门100种,以硅藻和甲藻为主,平均数量为118×104 cells/m3.浮游植物数量的空间分布为近岸水域高于外海。2000-2002年浮游植物数量呈现增加趋势,而后开始呈现无规律的变化。总体上,2000-2012年浮游植物数量有所下降,与历年同期的数据比较发现,进入21世纪以来,渤海湾的浮游植物数量大幅增长。浮游植物优势种更替明显,不同的种类在不同年份成为优势种；浮游植物多样性在2000-2005年呈上升趋势；2005-2009年呈下降趋势；2009年后又开始上升。2007年采样结果的多元分析结果表明,渤海湾浮游植物受水环境影响显着,春季硝酸盐、亚硝酸盐和无机磷对浮游植物影响明显,而夏季氨氮和水温则对浮游植物影响明显。利用抓斗式采泥器采集渤海湾沉积物样品,鉴定其中的底栖动物。结果表明2000-2012年在渤海湾共发现底栖动物9门136种,以软体动物、环节动物和节肢动物为主,平均数量为149ind/m2,数量较高的站位主要分布于近岸水域,特别是河口区域；2000-2005年底栖动物数量呈缓慢下降趋势,2005年后又开始上升。在13年间,先后发现8种优势种,优势度在0.02-0.22之间。渤海湾底栖动物生物多样性指数为1.54-2.87,平均为2.23,相对较低。以2008年为例,采用多元分析方法分析底质环境和水环境对底栖动物的影响,结果表明渤海湾底栖动物不仅受沉积物的影响,也受底层水环境的影响,其中沉积物主要受其中有机质含量的影响,水体底层则受水深、水温、无机氮和盐度等影响较明显。
二、溢油海水环境化学行为的研究（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、溢油海水环境化学行为的研究（论文提纲范文）
（1）渤海水体和沉积物中多环芳烃的时空分布及来源研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 持久性有机污染物 |
| 1.2 多环芳烃概述 |
| 1.2.1 多环芳烃的物理化学性质 |
| 1.2.2 多环芳烃的来源 |
| 1.2.3 多环芳烃的环境行为 |
| 1.2.4 多环芳烃的毒理效应 |
| 1.3 多环芳烃在水体和沉积物中的研究进展 |
| 1.3.1 水体中多环芳烃的研究进展 |
| 1.3.2 沉积物中多环芳烃的研究进展 |
| 1.4 研究内容及意义 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域简介 |
| 2.2 样品采集和前处理 |
| 2.2.1 样品的采集 |
| 2.2.2 样品的实验分析 |
| 2.2.3 仪器分析条件 |
| 2.2.4 沉积物TOC的测定 |
| 2.3 质量控制与保证(QA/AC) |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 第3章 渤海水体中的多环芳烃时空分布特征及来源 |
| 3.1 渤海表层水体中总多环芳烃的污染水平 |
| 3.1.1 表层水体中总多环芳烃的污染水平 |
| 3.1.2 渤海水体多环芳烃储量估算 |
| 3.2 渤海水体中多环芳烃季节变化特征 |
| 3.2.1 总多环芳烃的季节变化特征 |
| 3.2.2 溶解相多环芳烃的季节变化特征 |
| 3.2.3 颗粒相多环芳烃的季节变化特征 |
| 3.3 渤海水体中多环芳烃的空间分布特征 |
| 3.3.1 多环芳烃的水平分布特征 |
| 3.3.2 多环芳烃的垂直分布特征 |
| 3.4 不同季节渤海水体中多环芳烃的组成特征 |
| 3.5 水体中多环芳烃的来源解析 |
| 3.5.1 特征比值法 |
| 3.5.2 主成分分析法 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 渤海表层沉积物中的多环芳烃分布特征及来源 |
| 4.1 表层沉积物中多环芳烃的污染水平 |
| 4.1.1 表层沉积物中多环芳烃的污染水平 |
| 4.1.2 渤海表层沉积物中多环芳烃储量估算 |
| 4.2 表层沉积物中多环芳烃的空间分布特征 |
| 4.3 表层沉积物中多环芳烃的组成特征 |
| 4.4 表层沉积物中多环芳烃相关性分析 |
| 4.4.1 多环芳烃单体间的相关性分析 |
| 4.4.2 与沉积物TOC的相关性分析 |
| 4.5 渤海表层沉积物中多环芳烃的来源解析 |
| 4.5.1 特征比值法 |
| 4.5.2 主成分分析法 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 多环芳烃在水体和沉积物间的分配特点 |
| 5.1 吸附和分配 |
| 5.2 表层水体溶解相-颗粒相中多环芳烃的分配 |
| 5.3 溶解相-颗粒相-沉积相中多环芳烃的分配 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新与展望 |
| 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 |
（2）利用海产废弃物制备生物炭吸附海水中石油的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海洋石油污染及其处理技术 |
| 1.1.1 海洋石油污染现状及危害 |
| 1.1.2 海洋溢油的治理 |
| 1.2 生物炭及其在石油污染处理中的应用 |
| 1.2.1 生物炭的材料来源 |
| 1.2.2 生物炭的制备工艺 |
| 1.2.3 生物炭的性质及其影响因素 |
| 1.2.4 生物炭在石油污染治理中的应用 |
| 1.2.5 生物炭的回收利用 |
| 1.2.6 生物炭对石油的吸附机理 |
| 1.3 研究目的、意义及内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 材料及性质 |
| 2.1.2 药品与仪器 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 生物炭的制备及条件优化 |
| 2.2.2 生物炭对海水中石油的吸附 |
| 2.2.3 磁性生物炭的制备 |
| 2.2.4 磁性生物炭对海水中石油的吸附 |
| 2.2.5 磁性生物炭吸油后的回收利用 |
| 2.3 分析及表征 |
| 2.3.1 海水中石油浓度的测定 |
| 2.3.2 生物炭的表征 |
| 2.3.3 生物炭磁滞回线分析 |
| 第3章 生物炭的制备及表征 |
| 3.1 制备条件对生物炭吸油的影响 |
| 3.1.1 热解温度及生物质原料的影响 |
| 3.1.2 升温速率的影响 |
| 3.1.3 热解时间的影响 |
| 3.2 响应面法优化生物炭制备条件 |
| 3.2.1 虾壳生物炭的制备条件优化 |
| 3.2.2 蟹壳生物炭的制备条件优化 |
| 3.3 生物炭的表征 |
| 3.3.1 表面形貌分析 |
| 3.3.2 元素组成分析 |
| 3.3.3 比表面积分析 |
| 3.3.4 表面官能团分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 生物炭对海水中石油的吸附特性研究 |
| 4.1 吸附动力学 |
| 4.2 吸附等温线 |
| 4.3 吸附热力学 |
| 4.4 机理探讨 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 磁性生物炭的制备及及其吸附石油特性研究 |
| 5.1 磁性生物炭的制备与表征 |
| 5.1.1 磁性生物炭的制备 |
| 5.1.2 磁性生物炭的表征 |
| 5.2 利用磁性生物炭去除海水中的石油 |
| 5.2.1 磁化前后生物炭吸附石油的效果对比 |
| 5.2.2 吸附动力学 |
| 5.2.3 吸附等温线 |
| 5.2.4 吸附热力学 |
| 5.3 磁性生物炭的回收再利用 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 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 |
（3）低温菌Planococcus sp.XW-1产表面活性物质性能及应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 海洋石油污染 |
| 1.1.1 海洋石油污染的来源 |
| 1.1.2 石油的组成 |
| 1.1.3 低温对海洋石油污染迁移转化的影响 |
| 1.1.4 海洋石油污染的危害 |
| 1.1.5 低温对石油污染物去除的影响 |
| 1.2 海洋石油污染的生物修复 |
| 1.2.1 海洋低温石油降解菌的研究现状 |
| 1.2.2 影响石油污染物生物降解的因素 |
| 1.3 生物表面活性剂 |
| 1.3.1 生物表面活性剂产生菌的研究进展 |
| 1.3.2 生物表面活性剂的合成以及其生理意义 |
| 1.3.3 生物表面活性剂的分类 |
| 1.3.4 生物表面活性剂的理化性质 |
| 1.3.5 生物表面活性物质的制备与纯化 |
| 1.3.6 生物表面活性剂的性能优势 |
| 1.3.7 生物表面活性剂的应用 |
| 1.4 本论文的研究意义、目的和内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 2 生物表面活性剂的提取、分析与鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 采样 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.2.4 培养基 |
| 2.2.5 菌株筛选 |
| 2.2.6 菌株鉴定 |
| 2.2.7 生物表面活性剂的发酵培养 |
| 2.2.8 生物表面活性剂的制备 |
| 2.2.9 生物表面活性剂表面张力的测定 |
| 2.2.10 生物表面活性剂乳化性能测定 |
| 2.2.11 生物表面活性剂种类和结构鉴定 |
| 2.2.12 生物表面活性剂临界胶束浓度测定 |
| 2.2.13 环境因子对生物表面活性剂稳定性的影响 |
| 2.2.14 利用不同碳源产生的生物表面活性剂的性能 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 菌株筛选 |
| 2.3.2 菌株鉴定 |
| 2.3.3 生物表面活性剂的鉴定 |
| 2.3.4 生物表面活性剂的临界胶束浓度 |
| 2.3.5 生物表面活性剂的稳定性 |
| 2.3.6 利用不同碳源产生的生物表面活性剂的性能 |
| 2.3.7 Planococcus.sp XW-1产生物表面活性剂性能评价 |
| 2.4 小结 |
| 3 生物表面活性剂对石油烃的增溶、洗脱和促降解性能 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 主要试剂及实验仪器 |
| 3.2.2 生物表面活性剂对菲、芘、柴油及原油的增溶作用 |
| 3.2.3 生物表面活性剂对原油洗脱作用 |
| 3.2.4 生物表面活性剂的对原油的促降解作用 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 增溶 |
| 3.3.2 洗脱 |
| 3.3.3 促降解 |
| 3.4 小结 |
| 4 生物表面活性剂对海洋细菌群落的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 OTU的构建与分析 |
| 4.3.2 对细菌群落多样性的影响 |
| 4.3.3 对细菌群落物种组成的影响 |
| 4.3.4 对细菌群落物种丰度的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（4）不同盐度下油污染对海水青鳉胚胎发育的毒性效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 海洋溢油污染事故 |
| 1.2 溢油的迁移转化与归宿 |
| 1.3 溢油污染对海洋生态系统和水生生物的影响 |
| 1.3.1 溢油污染对海洋生态系统的影响 |
| 1.3.2 溢油污染对鱼类的影响 |
| 1.3.3 油污染对其它水生生物的影响 |
| 1.4 海水青鳉及其应用到毒理学的研究现状 |
| 1.4.1 海水青鳉简介 |
| 1.4.2 海水青鳉应用于毒理学的研究现状 |
| 1.5 盐度及其相关毒理学研究 |
| 1.5.1 海水盐度对溢油分散的影响 |
| 1.5.2 对鱼类以及其它水生生物影响的研究 |
| 1.6 研究目的与意义、研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 受试生物 |
| 2.1.2 实验用水及实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 实验受试油品及性质 |
| 2.2 受试溶液阿曼原油WAF的制备 |
| 2.3 海水青鳉胚胎急性暴露实验 |
| 2.3.1 胚胎的急性暴露 |
| 2.3.2 形态学评估 |
| 2.4 数据分析 |
| 3 不同盐度下WAF暴露对海水青鳉生长发育的影响 |
| 3.1 实验结果 |
| 3.1.1 不同盐度下WAF暴露对海水青鳉GMS的影响 |
| 3.1.2 不同盐度下WAF暴露对海水青鳉各形态学终点的影响 |
| 3.1.3 不同盐度下WAF暴露对海水青鳉胚胎孵化的影响 |
| 3.1.4 不同盐度下WAF暴露对海水青鳉心率的影响 |
| 3.2 讨论 |
| 3.3 小结 |
| 4 不同盐度下WAF暴露对海水青鳉畸形和致死的影响 |
| 4.1 实验结果 |
| 4.1.1 不同盐度下WAF暴露对海水青鳉畸形的影响 |
| 4.1.2 不同盐度下WAF暴露对海水青鳉死亡率的影响 |
| 4.2 讨论 |
| 4.3 小结 |
| 5 盐度对原油WAF生物毒性效应的影响机制探讨 |
| 5.1 WAF中总石油烃(TPH)浓度测定 |
| 5.1.1 标准曲线的绘制 |
| 5.1.2 总石油烃浓度的测定 |
| 5.2 WAF中多环芳烃(PAHs)含量的测定 |
| 5.2.1 样品预处理 |
| 5.2.2 气相色谱—质谱分析 |
| 5.3 检测分析结果 |
| 5.3.1 不同盐度下WAF中TPH的浓度变化 |
| 5.3.2 不同盐度下WAF中PAHs的含量变化 |
| 5.4 盐度对WAF生物毒性效应的影响机制探讨 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（5）利用生物炭去除海水及沙砾中石油污染的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海洋石油污染的来源及危害 |
| 1.1.1 海洋石油污染的来源 |
| 1.1.2 海洋溢油污染的危害 |
| 1.2 海岸带石油污染的修复技术 |
| 1.3 生物炭及其对油的吸附性能 |
| 1.3.1 生物炭的制备工艺 |
| 1.3.2 生物炭的结构和性质 |
| 1.3.3 影响生物炭物化特性的因素 |
| 1.3.4 生物炭对油类和有机溶剂的吸附 |
| 1.4 利用生物炭固定化微生物 |
| 1.4.1 固定化方法 |
| 1.4.2 固定化载体的选择 |
| 1.4.3 利用吸附法固定微生物 |
| 1.4.4 生物炭应用于固定微生物 |
| 1.5 研究目的、意义及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的、意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 材料及性质 |
| 2.1.2 仪器与药品 |
| 2.2 研究方法及实验设计 |
| 2.2.1 生物炭的制备 |
| 2.2.2 生物炭对海水中石油的吸附 |
| 2.2.3 石油烃降解菌的培养和菌悬液的制备 |
| 2.2.4 活性生物炭的制备 |
| 2.2.5 利用生物柴油去除沙砾中的石油 |
| 2.2.6 生物柴油-生物炭去除沙砾中的石油 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 微生物量的测定 |
| 2.3.2 水中石油浓度的测定 |
| 2.3.3 沙样中石油浓度测定 |
| 2.3.4 生物炭的形貌表征 |
| 2.3.5 生物炭比表面积和孔隙结构分析 |
| 2.3.6 生物炭表面官能团分析 |
| 2.3.7 细菌脱氢酶酶活性检测 |
| 第3章 生物炭对海水中石油的吸附性能研究 |
| 3.1 生物炭的制备 |
| 3.2 制备条件对生物炭吸油性能的影响 |
| 3.2.1 热解温度的影响 |
| 3.2.2 热解时间和材料来源的影响 |
| 3.3 生物炭的结构表征 |
| 3.3.1 生物炭表面形貌分析 |
| 3.3.2 生物炭比表面积分析 |
| 3.3.3 生物炭表面官能团分析 |
| 3.4 生物炭吸附海水中石油的机理探讨 |
| 3.4.1 吸附动力学研究 |
| 3.4.2 吸附等温实验研究 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 活性生物炭的制备及对海水中石油的去除 |
| 4.1 生物炭固定石油烃降解菌的单因素研究 |
| 4.1.1 生物炭种类 |
| 4.1.2 固化时间的影响 |
| 4.1.3 细菌接种量的影响 |
| 4.1.4 摇床转速的影响 |
| 4.2 生物炭固定石油降解菌的条件优化 |
| 4.3 利用活性生物炭去除海水中的石油 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 利用生物炭去除沙砾中石油污染物的研究 |
| 5.1 生物柴油施加量对沙砾中石油释放的影响 |
| 5.2 施加生物柴油去除沙砾中的石油 |
| 5.3 施加活性生物炭去除沙砾中的石油污染 |
| 5.4 生物柴油-生物炭联合去除沙砾中的石油污染 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
| 致谢 |
（6）可漂浮载体固定化菌群降解海上溢油的研究（论文提纲范文）
| 创新点摘要 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 海上溢油处理技术 |
| 1.1.2 石油烃降解菌 |
| 1.1.3 石油烃降解菌群 |
| 1.2 石油烃降解菌群降解溢油的影响因素 |
| 1.2.1 石油烃的理化性质 |
| 1.2.2 石油烃降解菌的种类 |
| 1.2.3 温度 |
| 1.2.4 营养条件 |
| 1.2.5 氧的含量 |
| 1.2.6 酸碱环境 |
| 1.2.7 盐度 |
| 1.2.8 生物表面活性剂 |
| 1.3 固定化石油烃降解菌的载体 |
| 1.3.1 无机材料 |
| 1.3.2 天然有机高分子材料 |
| 1.3.3 合成高分子材料 |
| 1.3.4 复合载体材料 |
| 1.3.5 可漂浮载体材料 |
| 1.4 动力学研究 |
| 1.4.1 吸附动力学 |
| 1.4.2 降解反应动力学 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 研究的目的和意义 |
| 第2章 石油烃降解菌群的构建与降解性能 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器和设备 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.2 石油烃降解菌群的构建 |
| 2.2.1 石油烃降解菌的特性分析 |
| 2.2.2 石油烃降解菌显微镜形态观察 |
| 2.2.3 16S rDNA测定 |
| 2.2.4 生理生化鉴定 |
| 2.2.5 菌群的复配 |
| 2.3 菌群降解性能的影响因素 |
| 2.3.1 温度对菌群降解性能的影响 |
| 2.3.2 盐度对菌群降解性能的影响 |
| 2.3.3 菌群耐盐性的提升 |
| 2.3.4 pH值对菌群降解性能的影响 |
| 2.3.5 溶解氧对菌群的影响 |
| 2.3.6 生物表面活性剂对菌群的降解效果影响 |
| 2.4 鼠李糖脂协同菌群降解溢油的作用机制 |
| 2.4.1 Rha的分离纯化 |
| 2.4.2 pH值对Rha增溶烷烃的影响 |
| 2.4.3 Rha的临界胶束浓度 |
| 2.4.4 Rha对细胞表面的疏水性的影响 |
| 2.4.5 菌群的降解性能分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 可漂浮载体的制备与固定化菌群降解溢油的性能 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂和材料 |
| 3.1.2 实验仪器和设备 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 可漂浮的SA/PVA载体制备及固定化菌群降解溢油性能 |
| 3.2.1 可漂浮的大孔SA/PVA载体的制备 |
| 3.2.2 SA/PVA载体的吸附性能 |
| 3.2.3 SA/PVA载体的FTIR光谱 |
| 3.2.4 SA/PVA载体的疏水性 |
| 3.2.5 SA/PVA载体的密度和机械强度 |
| 3.2.6 SA/PVA载体的传质性能 |
| 3.2.7 接种量对固定化效果的影响 |
| 3.2.8 SA/PVA载体的生物亲和性 |
| 3.2.9 固定化与游离态菌群的降解效果比较 |
| 3.3 可漂浮的RMPLA载体制备及固定化菌群降解溢油性能 |
| 3.3.1 可漂浮的RMPLA微球的接枝聚合 |
| 3.3.2 RMPLA载体的吸附性能 |
| 3.3.3 RMPLA载体的FTIR光谱 |
| 3.3.4 RMPLA载体的静态接触角 |
| 3.3.5 RMPLA载体固定化菌群 |
| 3.3.6 RMPLA载体固定化菌群降解原油 |
| 3.4 可漂浮的Fe_3O_4StMD磁性载体制备及处理油船洗舱水 |
| 3.4.1 Fe_3O_4StMD载体的吸附性能 |
| 3.4.2 Fe_3O_4StMD载体的静态接触角 |
| 3.4.3 Fe_3O_4StMD载体的X射线衍射 |
| 3.4.4 Fe_3O_4St/MAA/DVB载体的磁性 |
| 3.4.5 Fe_3O_4St/MAA/DVB载体固定化菌群 |
| 3.4.6 Fe_3O_4StMD载体的吸附机理分析 |
| 3.4.7 Fe_3O_4StMD载体的石油降解效果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 PAHs及菌群降解中间产物的富集检测 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂和材料 |
| 4.1.2 实验仪器和设备 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 胶束形成剂与形成胶束的关键因素 |
| 4.2.1 胶束形成剂的优选 |
| 4.2.2 胶束形成的关键因素分析 |
| 4.3 Fe_3O_4MNG@CTAB富集检测材料的表征测试 |
| 4.3.1 VSM表征磁性强度 |
| 4.3.2 Zeta电位测试胶束的形成过程 |
| 4.3.3 FTIR表征官能团的变化 |
| 4.3.4 XRD表征颗粒的粒径 |
| 4.3.5 SEM表征材料的形貌 |
| 4.4 萃取效率的影响因素分析 |
| 4.4.1 离子强度和pH值 |
| 4.4.2 吸附平衡时间 |
| 4.4.3 解吸附溶解和解吸附时间 |
| 4.5 方法学验证 |
| 4.6 菲的菌群降解中间产物分析及代谢途径解析 |
| 4.6.1 菌群降解中间产物的色谱分析 |
| 4.6.2 菲的菌群降解途径解析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 固定化菌群的吸附动力学与降解动力学 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 实验试剂与材料 |
| 5.1.2 实验仪器和设备 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.2 可漂浮载体的吸附动力学 |
| 5.2.1 可漂浮载体的吸附平衡 |
| 5.2.2 吸附速率动力学 |
| 5.2.3 表观活化能 |
| 5.2.4 粒子内扩散动力学模型 |
| 5.3 固定化菌群的降解动力学 |
| 5.3.1 底物降解速率方程 |
| 5.3.2 游离态菌群的降解动力学 |
| 5.3.3 固定化菌群的降解动力学 |
| 5.3.4 生物降解的限速步骤 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 符号说明 |
| 作者简历及攻读博士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（7）分散剂对溢油行为及其特征组分影响的研究（论文提纲范文）
| 创新点摘要 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 溢油事故概述 |
| 1.1.1 国外典型溢油事故 |
| 1.1.2 国内典型溢油事故 |
| 1.2 溢油分散剂 |
| 1.2.1 分散剂的组成 |
| 1.2.2 分散剂的发展 |
| 1.2.3 分散剂带来的问题 |
| 1.3 溢油分散效果的研究现状 |
| 1.3.1 实验室小型台式模拟测试 |
| 1.3.2 户外大型水槽模拟测试 |
| 1.4 溢油风化及其数字化鉴别研究 |
| 1.4.1 数字化鉴别方法 |
| 1.4.2 传统溢油风化及其鉴别研究现状 |
| 1.4.3 混有分散剂溢油风化及其鉴别研究现状 |
| 1.5 本论文研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 溢油分散实验方案与方法 |
| 2.1 实验油品与分散剂的物化性质 |
| 2.2 实验条件的选择 |
| 2.2.1 分散剂与油的混合方式 |
| 2.2.2 分散剂的施用比例 |
| 2.2.3 海水盐度 |
| 2.3 溢油分散模拟实验 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.4.1 标准曲线方程的建立 |
| 2.4.2 实验样品预处理及色谱分析条件 |
| 第3章 分散剂对溢油行为影响的研究 |
| 3.1 水量不变时分散剂作用 |
| 3.1.1 浮油中分散剂的量 |
| 3.1.2 水体中分散油的量 |
| 3.2 水量等量增加时分散剂作用 |
| 3.2.1 浮油中分散剂的量 |
| 3.2.2 水体中分散油的量 |
| 3.3 水量等量更新时分散剂作用 |
| 3.3.1 浮油中分散剂的量 |
| 3.3.2 水体中分散油的量 |
| 3.4 分散剂影响溢油分散行为的讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 分散剂对溢油烷烃组分影响的研究 |
| 4.1 正构烷烃(包括Pr和Ph)的风化 |
| 4.2 基于风化指数的烷烃衰减速率 |
| 4.2.1 风化指数 |
| 4.2.2 风化指数的衰减方程与衰减速率系数 |
| 4.2.3 衰减方程的应用 |
| 4.3 生物降解指数与蒸发指数 |
| 4.3.1 生物降解指数 |
| 4.3.2 蒸发指数 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 分散剂对溢油烷烃诊断比影响的研究 |
| 5.1 诊断比的选取 |
| 5.1.1 选取依据 |
| 5.1.2 地球化学意义 |
| 5.2 诊断比的筛选评价方法 |
| 5.2.1 相对标准偏差法 |
| 5.2.2 重复性限法 |
| 5.3 诊断比数值的质量保证 |
| 5.4 分散剂对未风化溢油诊断比的影响 |
| 5.5 分散剂对风化溢油诊断比的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 分散剂对溢油数字化鉴别结果影响的研究 |
| 6.1 溢油风化模拟实验与情景设置 |
| 6.2 目标溢油样的色谱图分析 |
| 6.3 不同事故情景中目标溢油样的数字化鉴别 |
| 6.3.1 未风化溢油源的鉴别 |
| 6.3.2 短期风化溢油源的鉴别 |
| 6.3.3 中短期风化溢油源的鉴别 |
| 6.3.4 中期风化溢油源的鉴别 |
| 6.3.5 中长期风化溢油源的鉴别 |
| 6.3.6 长期风化溢油源的鉴别 |
| 6.4 混有分散剂溢油样的鉴别方法比较 |
| 6.5 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A 水体油浓度的回归方程及其对应的模型摘要和参数估计值 |
| 附录B 混有分散剂的华北原油的稳定诊断比评价结果 |
| 附录C 风化原油和燃油的GC-FID色谱图 |
| 攻读学位期间公开发表论文 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）大连“7.16"溢油事故海域细菌群落的时空变化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 海洋石油污染及生物修复 |
| 1.1.1 海洋石油污染的现状 |
| 1.1.2 石油进入海洋后的行为和归宿 |
| 1.1.3 海洋石油污染的危害 |
| 1.1.4 海洋石油污染处理方法与生物修复 |
| 1.2 海洋石油烃降解微生物 |
| 1.2.1 微生物降解石油烃的机理 |
| 1.2.2 影响石油烃微生物降解的关键因素 |
| 1.2.3 海洋石油烃降解菌的研究进展 |
| 1.2.4 烷烃羟化酶AlkB研究进展 |
| 1.3 微生物分子生态学研究方法 |
| 1.3.1 微生物多样性研究的传统方法和现代方法 |
| 1.3.2 分子生物学技术在海洋微生物多样性研究中的应用 |
| 1.4 本文的选题目的及意义 |
| 第二章 溢油后5年间石油烃含量与细菌丰度变化研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 站位设置和样品采集 |
| 2.1.2 试剂与配制 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 石油烃含量及海水环境因子的分析 |
| 2.2.2 石油烃降解菌丰度检测 |
| 2.2.3 异养细菌丰度检测 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 石油烃含量年度变化特征 |
| 2.3.2 大连湾溢油海区细菌丰度年度变化特征 |
| 2.3.3 石油烃降解菌与异养细菌丰度比值的年度变化特征 |
| 2.3.4 细菌丰度与环境因子的相关性分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 溢油后沉积物中细菌群落多样性时空变化分析 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 站位设置和样品采集 |
| 3.1.2 主要试剂 |
| 3.1.3 主要溶液配制 |
| 3.1.4 主要仪器 |
| 3.1.5 分析软件 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 细菌基因组DNA的提取 |
| 3.2.2 16S rDNA的PCR扩增 |
| 3.2.3 Illumina Miseq测序和序列分析 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 OTU及多样性分析 |
| 3.3.2 溢油后5年间表层沉积物中细菌群落结构变化特征 |
| 3.3.3 表层沉积物中与石油烃降解相关的细菌类群分析 |
| 3.3.4 沉积物细菌群落结构及丰度与环境因子的相关性分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 大连湾沉积物细菌群落结构变化 |
| 3.4.2 石油烃降解相关细菌类群 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 溢油海区细菌及石油烃降解相关基因丰度研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 站位设置和样品采集 |
| 4.1.2 主要试剂 |
| 4.1.3 主要仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 细菌基因组DNA的提取 |
| 4.2.2 PCR扩增 |
| 4.2.3 连接 |
| 4.2.4 转化与克隆 |
| 4.2.5 质粒的提取 |
| 4.2.6 标准曲线的建立 |
| 4.2.7 样品的检测 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 PCR扩增及产物回收克隆 |
| 4.3.2 重组质粒的浓度及拷贝数 |
| 4.3.3 标准曲线的建立 |
| 4.3.4 沉积物中细菌 16S rRNA基因及Alk B的定量分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（9）溢油事故对海洋环境多环芳烃污染影响的研究（论文提纲范文）
| 创新点摘要 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第1章 前言 |
| 1.1 海上溢油事故及其对海洋环境危害 |
| 1.1.1 海上溢油事故 |
| 1.1.2 溢油的危害 |
| 1.1.3 溢油引起的环境效应 |
| 1.2 多环芳烃概述 |
| 1.2.1 多环芳烃及其烷基取代物 |
| 1.2.2 多环芳烃理化性质 |
| 1.2.3 多环芳烃的危害 |
| 1.2.4 多环芳烃的来源 |
| 1.2.5 环境中多环芳烃污染现状 |
| 1.3 多环芳烃主要环境行为 |
| 1.3.1 分配 |
| 1.3.2 迁移 |
| 1.3.3 转化 |
| 1.4 技术路线和研究内容 |
| 1.4.1 技术路线 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.2 采样点位的布设 |
| 2.2.1 溢油点附近不同污染源监测点位的布设 |
| 2.2.2 溢油相关海域环境监测点位的布设 |
| 2.2.3 大连周边沿海海域环境监测点位的布设 |
| 2.3 环境样品的采集与保存 |
| 2.4 试剂及器材 |
| 2.5 环境样品的预处理 |
| 2.6 样品分析测定 |
| 2.7 质量控制与保证 |
| 2.7.1 回收率 |
| 2.7.2 检出限 |
| 第3章 污染源指纹图谱建立 |
| 3.1 采样点布设 |
| 3.2 指纹图谱建立 |
| 3.2.1 原油 |
| 3.2.2 大气 |
| 3.2.3 地表径流 |
| 3.2.4 污水处理厂 |
| 3.2.5 沉积物 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 溢油对石油泄漏相关海域多环芳烃污染的影响 |
| 4.1 采样点布设 |
| 4.2 污染水平 |
| 4.2.1 水体 |
| 4.2.2 沉积物 |
| 4.3 污染特征 |
| 4.3.1 空间分布特征 |
| 4.3.2 影响因素 |
| 4.4 源解析 |
| 4.4.1 PCA-MLR源解析基本原理 |
| 4.4.2 水体中PAHs源解析 |
| 4.4.3 沉积物中PAHs源解析 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 溢油对大连周边沿海海域多环芳烃污染的影响 |
| 5.1 采样点布设 |
| 5.2 PAHs污染水平 |
| 5.2.1 水体 |
| 5.2.2 沉积物 |
| 5.3 分布特征 |
| 5.3.1 时间分布特征 |
| 5.3.2 空间分布特征 |
| 5.3.3 功能区分布特征 |
| 5.4 源解析 |
| 5.4.1 水体 |
| 5.4.2 沉积物 |
| 5.5 水-沉积物中污染物传递方向预测 |
| 5.6 风险评价 |
| 5.6.1 水体 |
| 5.6.2 沉积物 |
| 5.7 小结 |
| 第6章 应用Ⅳ级多介质逸度模型评价溢油突发事件后多环芳烃的环境行为 |
| 6.1 动态多介质环境逸度系统架构 |
| 6.1.1 多介质环境模型系统架构 |
| 6.1.2 多介质环境模型质量守恒方程式建立 |
| 6.2 模型中的参数 |
| 6.2.1 理化参数 |
| 6.2.2 环境参数 |
| 6.2.3 逸度容量 |
| 6.2.4 传输系数 |
| 6.3 模型求解的数值方法 |
| 6.4 模型灵敏度分析 |
| 6.5 归趋模拟 |
| 6.5.1 各介质间浓度变化 |
| 6.5.2 各介质间逸度变化 |
| 6.5.3 各介质间传输情形 |
| 6.5.4 各介质间质量分布 |
| 6.5.5 模拟结果比较 |
| 6.6 小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 多介质环境中多环芳烃污染水平 |
| 攻读学位期间公开发表论文 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（10）渤海湾环境化学要素变化对浮游植物和底栖动物的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1. 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 选题意义 |
| 1.2 国内外相关研究现状及发展趋势 |
| 1.2.1 近海氮磷营养盐研究 |
| 1.2.2 近海重金属研究 |
| 1.2.3 近海石油烃研究 |
| 1.2.4 近海浮游植物研究 |
| 1.2.5 近海底栖动物研究 |
| 1.3 研究区域概况 |
| 1.3.1 地理位置 |
| 1.3.2 气候条件 |
| 1.3.3 水文特征 |
| 1.3.4 地形地貌 |
| 1.3.5 海岸港口 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究技术路线 |
| 2. 渤海湾水环境化学要素长期变化过程 |
| 2.1 研究方法 |
| 2.1.1 站位布设 |
| 2.1.2 样品采集与分析 |
| 2.1.3 数据处理 |
| 2.2 无机氮的变化 |
| 2.2.1 时间变化特征 |
| 2.2.2 空间变化特征 |
| 2.2.3 年际变化特征 |
| 2.2.4 污染评价 |
| 2.3 无机磷的变化 |
| 2.3.1 时间变化特征 |
| 2.3.2 空间变化特征 |
| 2.3.3 年际变化特征 |
| 2.3.4 污染评价 |
| 2.4 重金属时空变化 |
| 2.4.1 时间变化特征 |
| 2.4.2 空间变化特征 |
| 2.4.3 污染评价 |
| 2.5 石油烃污染的变化 |
| 2.5.1 时间变化特征 |
| 2.5.2 空间变化特征 |
| 2.5.3 污染评价 |
| 讨论 |
| 本章小结 |
| 3. 渤海湾沉积物环境化学要素长期演变过程及其潜在风险 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.1.1 采样 |
| 3.1.2 沉积物分析 |
| 3.1.3 沉积物污染生态风险评价方法 |
| 3.2 沉积物理化性质 |
| 3.3 表层沉积物中重金属及石油烃时空变化规律 |
| 3.3.1 时间分布特征 |
| 3.3.2 空间分布特征 |
| 3.4 表层沉积物中污染物污染水平 |
| 3.5 沉积物环境污染风险评估 |
| 3.6 沉积物中石油烃、重金属及沉积物理化性质关系 |
| 讨论 |
| 本章小结 |
| 4. 渤海湾浮游植物变化特征 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 站位布设 |
| 4.1.2 样品采集与分析 |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 浮游植物种类 |
| 4.2.1 种类组成 |
| 4.2.2 种类季节变化 |
| 4.2.3 种类空间变化 |
| 4.2.4 种类年际变化 |
| 4.3 浮游植物数量变化 |
| 4.3.1 浮游植物平均数量 |
| 4.3.2 浮游植物数量季节空间变化 |
| 4.3.3 浮游植物数量年际变化 |
| 4.4 浮游植物优势种变化 |
| 4.5 浮游植物生物多样性变化 |
| 4.6 赤潮浮游植物 |
| 4.6.1 渤海湾赤潮浮游植物种类 |
| 4.6.2 渤海湾赤潮浮游植物优势种 |
| 讨论 |
| 本章小结 |
| 5. 渤海湾水环境变化对浮游植物的影响 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 样品采集与分析 |
| 5.1.2 数据处理 |
| 5.2 环境因子 |
| 5.3 浮游植物 |
| 5.3.1 浮游植物数量分布 |
| 5.3.2 浮游植物物种组成 |
| 5.3.3 浮游植物优势种 |
| 5.4 浮游植物分布特征 |
| 5.5 浮游植物与环境因子关系 |
| 讨论 |
| 本章小结 |
| 6. 渤海湾底栖动物群落变化特征 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 站位布设 |
| 6.1.2 样品采集与分析 |
| 6.1.3 数据处理 |
| 6.2 底栖动物种类 |
| 6.2.1 种类组成 |
| 6.2.2 种类季节变化 |
| 6.2.3 种类空间变化 |
| 6.2.4 种类年际变化 |
| 6.3 底栖动物数量变化 |
| 6.3.1 底栖动物平均数量 |
| 6.3.2 底栖动物数量季节变化 |
| 6.3.3 底栖动物数量空间变化 |
| 6.3.4 底栖动物数量年际变化 |
| 6.4 底栖动物优势种变化 |
| 6.5 底栖动物生物多样性变化 |
| 6.5.1 生物多样性季节变化特征 |
| 6.5.2 生物多样性空间变化特征 |
| 6.5.3 生物多样性年际变化特征 |
| 讨论 |
| 本章小结 |
| 7. 渤海湾环境变化对大型底栖动物的影响 |
| 7.1 研究方法 |
| 7.1.1 站位布设 |
| 7.1.2 样品采集与分析 |
| 7.1.3 数据处理 |
| 7.2 大型底栖动物群落 |
| 7.2.1 种类组成 |
| 7.2.2 数量分布 |
| 7.2.3 优势种 |
| 7.3 大型底栖动物与环境因子的CCA分析 |
| 讨论 |
| 本章小结 |
| 8. 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 附表Ⅰ 渤海湾浮游植物组成 |
| 附表Ⅱ 渤海湾底栖动物组成 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
四、溢油海水环境化学行为的研究（论文参考文献）
- [1]渤海水体和沉积物中多环芳烃的时空分布及来源研究[D]. 孙旭. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [2]利用海产废弃物制备生物炭吸附海水中石油的研究[D]. 赵莹莹. 青岛理工大学, 2021(02)
- [3]低温菌Planococcus sp.XW-1产表面活性物质性能及应用研究[D]. 徐薇薇. 大连海事大学, 2020(01)
- [4]不同盐度下油污染对海水青鳉胚胎发育的毒性效应[D]. 范优美. 大连海事大学, 2020(01)
- [5]利用生物炭去除海水及沙砾中石油污染的研究[D]. 张明远. 青岛理工大学, 2019(02)
- [6]可漂浮载体固定化菌群降解海上溢油的研究[D]. 张少君. 大连海事大学, 2019(06)
- [7]分散剂对溢油行为及其特征组分影响的研究[D]. 王巧敏. 大连海事大学, 2017(07)
- [8]大连“7.16"溢油事故海域细菌群落的时空变化研究[D]. 郭立梅. 大连海洋大学, 2016(12)
- [9]溢油事故对海洋环境多环芳烃污染影响的研究[D]. 刘宪杰. 大连海事大学, 2016(05)
- [10]渤海湾环境化学要素变化对浮游植物和底栖动物的影响研究[D]. 周然. 四川农业大学, 2015(12)