一、Concentrative phenomenon of relative content ratios of Cu, Pb and Zn in soils（论文文献综述）
李培瑞[1]（2021）在《炼焦副产物重金属污染特征分析与厂区土壤重金属空间变异性及风险评价研究》文中指出我国是煤炭大国,煤化工行业在发展国民经济的同时对环境造成了沉重负担。焦化厂属于煤焦加工产业,焦化厂主要废弃物包括焦化污泥、焦油渣、焦粉、硫膏与焦化废水等,焦化废弃物对焦化厂区内以及周边环境都会造成较严重的污染,焦化厂工业生产会改变厂区土壤生态环境,对厂区及周围生态环境产生严重不良影响。重金属是一项重要的污染评价指标,对焦化厂废弃物中重金属含量和赋存形态进行分析,并对厂区内土壤进行重金属含量、空间变异性及风险评价研究有利于对进一步加强废弃物资源化利用及综合管理。本研究选取山西省中部、西部和南部的3个典型焦化厂中焦化污泥、焦油渣、焦粉、硫膏、焦化废水及固废存储区周边表层土壤为研究对象,通过微波消解法与原子吸收光谱法对固废、废水及周边表层土壤中Cu、Ni、Pb、Zn、Mn、Cd、Cr共7种重金属含量进行测定。结果发现,不同的废弃物中各重金属含量都有所差异,焦化污泥与焦油渣重金属中Zn、Pb与Mn元素含量相对较高,其中分别位于山西西部B厂与南部C厂的三种重金属含量都达到100 mg/kg以上,B厂三种元素含量甚至超过200 mg/kg;焦粉中含量最高的Zn元素在50 mg/kg以上,B厂焦粉中Pb与Mn含量也相对较高,都超过50 mg/kg;硫膏中Zn和Cr元素含量较高,山西中部的A厂中Zn与Cr含量都在50-160mg/kg范围内;焦化废水进水与出水中含量最高的重金属都是Zn,进水Zn含量在0.40-0.65 mg/L之间,出水Zn含量在0.35-0.45 mg/L之间。通过对固体废弃物中重金属的赋存形态进行分析以及风险评价,结果表明焦化污泥、焦油渣、硫膏的可提取重金属中可氧化态与残渣态占比相对较高,说明p H发生变化时重金属对植物的有效性较强;焦化污泥中Zn元素可提取态占比约50%,迁移性相对较强,Pb与Mn元素可提取态占比约20%-60%之间;B、C厂焦油渣可提取的重金属中可氧化态占比较高,可氧化态Zn约占总Zn的40%;焦油渣中Pb、Zn污染情况较严重;焦粉与焦油渣组分相似,主要包含石英、铁矿等物质,由于固定碳含量较高,因此Zn与Mn元素主要以酸可交换及碳酸盐结合态和残渣态形式存在,B、C厂焦粉中酸可提取态Zn、Mn元素的占比都在20%-40%范围内;硫膏中含有大量S元素与S-O键,容易与重金属结合并提高可提取态重金属的占比,A厂可提取态Zn与Cr占比约70%-90%;对于焦化污泥都存在Cd、Cu、Ni、Pb、Zn、Mn不同程度的污染情况,引起焦油渣的重污染水平与极高生态风险的重金属除Cd外还有高含量Pb的影响,硫膏中Pb与Zn存在低至中度污染;尽管各固废中Cd元素含量较低,但其较高的毒性响应系数是固废高至极高生态风险的主要原因;人体健康风险评估结果表明固废中Cr元素容易对焦化厂工作人员产生一定的健康风险,主要暴露途径为误食与皮肤接触。对于焦化厂区表层土壤中重金属分布的进一步研究发现,焦化厂内固废存储区周边水平表层土壤中Mn、Zn、Pb、Cu含量较高,Mn元素含量在300–800 mg/kg之间,Zn与Cu都超过50 mg/kg,Pb在20–150 mg/kg范围内;主成分分析表明A厂土壤中Ni、Cd、Mn元素受焦化厂影响较大,B厂土壤中Ni、Pb元素与焦化厂有关,C厂土壤中Mn、Cd、Cr受焦化厂的影响相对较大;土壤重金属残渣态占比相对较高,可提取态中Mn主要为酸可提取态、易还原态,占比都在10%-50%之间,Zn与Pb主要为酸可提取态,Zn的残渣态占比较大,酸可提取态占比都小于20%,Pb的酸可提取态占比基本都大于20%;Mn、Cu、Zn元素在垂直方向都具有明向的空间变异性:随着垂直深度的增大,Mn总量升高,Cu、Zn总量降低,酸可提取态Mn逐渐占比减少,易还原态Mn占比增大,Cu逐渐转化为不可提取形式;结合主成分分析发现B厂与C厂土壤中Cu与Mn的空间变异性受自然因素的影响相对较大。土壤重金属污染的生态风险评价表明Cu、Pb与Cd的污染程度较严重,土壤重金属较高的生态风险由Cd元素引起,而人体健康风险评价表明焦化厂内成人与儿童都可能面临一定Cr暴露的致癌风险。
宁婉彤[2]（2021）在《Pb和B[a]P对黑麦草耐性及矿质营养吸收特征的研究》文中提出近年来,随着中国工农业生产的持续增长,环境污染日趋严重。生态系统中无机和有机污染物质积累,迁移和转化导致环境质量逐渐恶化,严重危害土壤圈的良性物质循环和人类的生存环境。重金属（HMs）和多环芳烃（PAHs）在环境中长期共存和积累,具有很高的生物毒性。现有的毒理学研究多集中于单一物质的环境毒性效应,无法反映环境中多种污染物共存时联合毒性效应的影响,有关HMs和PAHs联合毒性对植物的矿质元素吸收效应还鲜见报道。黑麦草（Lolium perenne L.）被广泛应用于生态修复,对HMs具有良好的富集效果,有效减轻土壤HMs污染,但当土壤中同时存在HMs和PAHs,超过黑麦草耐受范围时,其在生态修复应用就受到限制,因此黑麦草对HMs和PAHs联合毒害的耐受性的研究越来越重要。本文以环境中广泛存在的铅（lead,Pb）和苯并[a]芘（benzo[a]pyrene,B[a]P）为对象,通过盆栽试验,研究(0、200、400、600、800、1200μmol·L-1)Pb和(0、20、40、60、80、100μmol·L-1)B[a]P单一及联合(400μmol·L-1Pb+40μmol·L-1B[a]P、400μmol·L-1Pb+60μmol·L-1B[a]P、400μmol·L-1Pb+80μmol·L-1B[a]P、800μmol·L-1Pb+40μmol·L-1B[a]P、800μmol·L-1Pb+60μmol·L-1B[a]P、800μmol·L-1Pb+80μmol·L-1B[a]P)毒害对黑麦草发芽率、鲜重、干重、根系活力的影响和矿质营养吸收的影响,为今后进一步开展HMs和PAHs联合毒害的植物修复技术的研究提供科学依据。本试验的研究结果如下:（1）不同浓度Pb和B[a]P单一及联合毒害对黑麦草生长存在不同程度的抑制作用,当Pb浓度为200μmol·L-1时对黑麦草种子发芽率的抑制作用最小,发芽率为86.43%;800μmol·L-1Pb和80μmol·L-1B[a]P联合毒害时黑麦草种子发芽抑制率最大,黑麦草发芽率仅为54.67%;Pb和B[a]P单一及联合毒害对根长生长的抑制作用大于对芽长的抑制作用;联合毒害对黑麦草根长、芽长的抑制作用大于单一毒害;400μmol·L-1Pb与40～80μmol·L-1B[a]P联合毒害下黑麦草地上部和地下部生物量均呈先升高后下降趋势;（2）不同浓度Pb和B[a]P单一及联合毒害时黑麦草体内Pb或B[a]P主要集中于根部。单一Pb或单一B[a]P施用浓度与黑麦草体内Pb或B[a]P含量呈显着正相关关系,Pb施用浓度显着影响黑麦草体内B[a]P含量;单一Pb毒害下,黑麦草体内Cu、Cr、N、P、K含量随着Pb浓度的增加先升后降,Zn含量随着Pb施用浓度增加而逐渐降低;单一200μmol·L-1B[a]P可以促进K的吸收;400μmol·L-1Pb和B[a]P联合毒害促进黑麦草体内N和叶片中P、K元素的吸收,而800μmol·L-1Pb和B[a]P联合毒害对Zn、Cu、Cr、N、P、K含量吸收均表现出不同程度的抑制作用;（3）运用主成分分析法,评价不同浓度Pb和B[a]P单一及联合毒害处理下黑麦草的生长状况。排名前3的分别为400μmol·L-1Pb+80μmol·L-1B[a]P联合毒害、对照组、400μmol·L-1Pb+40μmol·L-1B[a]P联合毒害,说明黑麦草可以修复400μmol·L-1Pb和80μmol·L-1B[a]P联合毒害,促进对矿质元素的吸收;800μmol·L-1Pb与B[a]P联合毒害,随着B[a]P浓度的增加,Pb和B[a]P加剧抑制黑麦草对矿质元素吸收,明显阻碍黑麦草的生长。
王雅乐[3]（2021）在《钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究》文中进行了进一步梳理我国北方部分小麦主产区土壤Cd污染严重,威胁小麦安全生产。目前,关于我国南方酸性水稻田Cd污染修复方面的研究相对较多,针对北方碱性小麦田Cd污染的修复技术研究较少。在南方酸性水稻田Cd污染修复研究中获得的修复材料、产品及技术模式并不完全适应于北方碱性Cd污染小麦田土壤。因此,加强北方碱性小麦田土壤Cd污染修复,降低小麦籽粒Cd累积,对保障小麦安全生产具有重要意义。本文研究了巯基改性粘土材料在碱性Cd污染土壤中的钝化阻控效果及机制,乙二胺二琥珀酸（EDDS）强化孔雀草、美洲商陆和龙葵对碱性土壤Cd污染修复效率和环境效应,探究了孔雀草提取-钝化联合对碱性Cd污染土壤的修复效应,并进一步研究了MnSO4对小麦Cd积累的抑制作用及机制。主要结果如下:（1）在碱性Cd污染土壤中施加巯基改性粘土材料,促进土壤中可交换态Cd向Fe/Mn氧化物结合态Cd转换,降低淋出液中Cd的淋出率（75.98-77.70%）,但对元素Cu和Zn的影响较小;巯基改性粘土材料对土壤Cd的钝化作用迅速（1 d）、效果显着（44.89-62.39%）,且不受重金属提取剂淋溶作用的影响。土壤灭菌处理改变土壤微生物的结构和功能。与巯基坡缕石（MPAL）处理的自然土壤相比,MPAL处理的灭菌土壤中的稳定态Cd比例显着增加（36.62-50.00%）,MPAL在灭菌土壤中的钝化效果优于自然土壤。另外,施加MPAL对土壤微生物群落结构和多样性的影响较小。小麦盆栽试验结果表明,施加MPAL促进土壤大团聚体（>0.25mm）中的Cd向小团聚体（<0.048mm）转移,同时降低大团聚体中的有效态Cd含量。在碱性Cd污染土壤中施加0.1%MPAL使两种小麦籽粒Cd含量由0.57和0.44 mg·kg-1降低到0.10和0.09 mg·kg-1。（2）在碱性Cd污染土壤中,土壤溶液中的重金属浓度在施加EDDS后7 d逐渐增加,随EDDS降解逐渐降低;施加30-35d后,EDDS对Cd的强化作用消失;一次施加EDDS对土壤溶液中重金属的活化作用优于两次施加。三种超富集植物在碱性Cd污染土壤中的提取效率为:孔雀草（3.43%）>龙葵（2.30%）>美洲商陆（0.07%）;以合适的方式施加EDDS后,孔雀草、龙葵和美洲商陆的修复效率提高1.38%、1.35%和0.52%。另外,土壤pH值、重金属含量和酶活性的变化均与EDDS的施加时期显着相关。（3）两年连续试验结果表明,孔雀草收获时,土壤中施加的EDDS并未完全降解,EDDS-Cd复合物不能被小麦根系吸收;施加EDDS增加土壤pH值,不影响土壤中Cd的形态分布。施加EDDS增加孔雀草的Cd提取量,但没有显着降低轮作小麦籽粒Cd含量。施加MPAL不改变土壤pH值,增加土壤稳定态Cd含量,显着降低土壤有效态Cd含量。施加0.1%MPAL使低Cd积累小麦籽粒Cd含量从0.35 mg·kg-1降低到0.05 mg·kg-1,低于国家标准限值0.1 mg·kg-1（GB 2762-2017）,且对小麦籽粒的Fe、Mn、Cu和Zn含量无显着影响。第一季施加EDDS不影响MPAL的钝化效果。与单一施加MPAL处理相比,EDDS强化孔雀草提取-MPAL钝化联合处理没有显着降低小麦籽粒Cd含量。（4）土施0.05-0.2%MnSO4使小麦籽粒Cd含量降低24.16-63.44%。施用MnSO4增加小麦根部Mn含量,通过Mn与Cd之间的拮抗作用,降低小麦根部对Cd的吸收;且减少Cd从小麦节点1到节间1、穗轴到小麦籽粒的向上运输。小麦节点2-4可限制Cd和Mn元素的转运,节点1和穗轴可限制Cd的转运而不影响Mn的转运。小麦不同组织的离子组学空间分布与小麦生长形态一致,施加MnSO4改变了小麦根部、节点、颖壳和籽粒的离子组学组成,小麦根部的离子组学变化最为显着。
陈珂珂[4]（2021）在《水稻种植对稻田水体及水稻土的影响研究 ——以乐东县利国镇为例》文中研究指明人多地少是我国面临的一大问题,人均耕地面积远远达不到国际标准,因此,粮食压力十分巨大。为了在有限的耕地上提高产量,农户在水稻耕种期间施用了大量的化肥和农药,化肥和农药的施用虽然能增加产量,但农田中残留的化肥农药会随地表径流进入受纳水体,尤其是在热带季风区,由于雨量多,农田频繁的排水势必增加周围环境遭受污染的风险,此外如果水稻土重金属超标,也会增加稻米重金属超标的风险。因此对热带季风区水稻田水体及水稻土质量的研究具有现实意义。本研究以海南省乐东县五位农户的五片稻田作为研究对象,（1）通过对稻田水体中毒死蜱和溴氰菊酯的残留量进行分析,评价其在稻田水体中的污染状况,并通过模拟实验分析水体中毒死蜱和溴氰菊酯的净化规律及其影响因素;（2）在水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）,跟踪监测稻田水体中重金属的含量,探明不同耕种期稻田水体中重金属含量的赋存特征,评价不同耕种期稻田水体重金属的潜在污染风险;（3）在水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）,跟踪监测水稻土中的碳氮及重金属含量,探明不同耕种期水稻土中碳氮及重金属的时空赋存特征,评价水稻土中的碳氮和重金属对生态环境造成的潜在生态风险;（4）分析水稻土中重金属的来源。主要研究结果如下:（1）水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）时,五位农户稻田水体中的Cr、Cu、Zn、Cd、As、Pb等6种重金属虽未超过标准值,但重金属Hg均超过标准值。五位农户的稻田水中Hg的单因子指数范围分别2.0～3.3和1.3～2.0,最大值分别为农田灌溉水质标准值的3.3倍、2倍。水稻成熟期时,仅N5s的稻田水体处于轻度污染,N1s～N4s的稻田水体处于中度污染。表明稻田水体中在几种重金属的加和效应下会产生一定的污染。（2）在农户施用毒死蜱和溴氰菊酯农药后第1d后,五位农户稻田水体中的毒死蜱和溴氰菊酯均出现超标,毒死蜱的含量是标准值(0.03 ug.m L-1)的28.67倍、23.33倍、31.0倍、25.33倍、40倍;溴氰菊酯的含量是标准值(0.02 ug.m L-1)的37.5倍、35.50倍、44.5倍、42.0倍、45倍。（3）水稻土中TN和TOC含量呈现拔节期（T1）高于成熟期（T2）,而TC的含量则是成熟期（T2）略高于拔节期（T1）。且水稻土中的TN、TC、TOC的含量,最高值集中在稻田中间（M2）,分别是研究区背景值（M0）的5.64倍、1.77倍、5.11倍;田埂（M4）处TC、TN含量仅次于水田中间（M2）。本研究区水稻拔节期和成熟期水稻土TOC和TN含量均高于四川盆地水稻土、江西红壤水稻土的有机碳含量;但低于黑龙江地区、太湖地区、洞庭湖区的水稻土有机碳的含量。研究区水稻土TN的累积水平比TOC高。水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）水稻土的C/N值较低,范围分别为11.99～15.47、11.20～16.65。表明水稻拔节期和成熟期时水稻土的有机质分解矿化速度大于累积速度,不利于有机质的累积。（4）五位农户的水稻土中所含的重金属Zn、Ni、Hg、As、Cd的含量,基本上都是水田中间（M2）最高,田埂处（M4）含量次之,依次为排水口对角处（M1）,排水口处（M3）的含量最低。水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）,五位农户水稻土中Cd的含量,与国家土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准限值相比,分别是1.95倍、2.1倍、2.18倍、1.83倍、2.08倍;1.95倍、2.03倍、1.58倍、1.6倍、1.58倍;与海南省土壤环境元素背景值相比,分别是15.6倍、16.8倍、17.4倍、14.6倍、16.6倍;15.6倍、16.2倍、12.6倍、12.8倍、12.6倍,研究区Cd的背景值未检测出。（5）采用地质累积指数和潜在生态污染指数对农户的水稻土进行评价,结果表明,不论在水稻拔节期还是成熟期,五位农户水稻土中Cd的地质累积指数(Igeo)均大于3,100%的采样点处于强污染;在水稻拔节期时,五位农户的水稻土中Cr的Igeo均大于1,水稻土处于中等污染,而水稻成熟期时,Cr的Igeo均大于0,有40%的采样点处于轻度-中等污染,60%的采样点处于中等污染;个别农户水稻土也受到Cu和As污染,且在水稻拔节期和成熟期时均处于轻度-中等污染;五位农户的水稻土中Ni、Zn、Pb的Igeo均≤0,处于无污染状态。水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）时,五位农户水稻土中Cd的潜在生态风险参数（Eri）均大于240,处于极高风险污染;而Cr、Ni、Cu、Zn、As、Pb的Eri均小于30,处于无风险;但从多种金属的潜在生态污染指数（RI）来看,水稻拔节期时,五位农户的水稻土中的RI均大于440,处于极高风险污染;水稻成熟期（T2）时,有40%的采样点的RI值大于440,处于极高风险污染,60%的采样点的RI值小于440,处于高风险污染,可见水稻土中重金属Cd的污染较严重。（6）相关性分析显示,水稻土中的TN、TOC与Cr、Zn、As、Hg、Pb、Cd之间呈显着相关,相关系数在0.9以上,相关系数最高值达0.984;重金属Pb与Cr、Cd、As和Hg两两之间呈显着相关,相关系数最高值达0.995,说明这些元素关系密切,有共同的影响因素,可能有相似的来源。对农户施用的各种肥料进行检测表明,结果显示,磷肥和复合肥中的重金属Cr、Cu、Zn、As、Hg、Pb、Cd含量较高,其中Cd、Zn、Hg含量超过土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准限值,超标率分别为30%、20%、50%。在施用的三种化肥中,磷肥的重金属Cd、Hg含量最高,Cd为标准值的5.05倍、Hg为标准值的1.58倍;复合肥的含量次之,复合肥中重金属Zn、Hg为标准值的1.64倍、Hg为标准值的1.08倍;尿素的重金属含量最低,且均未超出土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准限值。（7）溴氰菊酯和毒死蜱的降解模拟实验表明,水体中放置玄武岩和沙子,对溴氰菊酯和毒死蜱的净化有一定作用;且沙子的净化效果优于玄武岩。碱性环境有助于加速水体中毒死蜱和溴氰菊酯的净化。
张丽星[5]（2021）在《中水灌溉对坡地土壤质量的影响 ——以布尔台矿灌溉区为例》文中研究说明矿井水资源化是解决矿区水资源短缺问题的一条捷径,经过处理的矿井水回用于生产、生活和生态,提高了水资源的利用效率,但同时也引发了一系列土壤环境问题,这一现象越来越引起人们的重视。本文研究了神东矿区布尔台矿中水灌溉下坡地土壤质量变化,分析了灌溉水质及盐碱化风险,测定了灌溉区（矿井中水灌溉下）与无灌溉区（自然条件下）由地表向下0-20 cm、20-40 cm和40-60 cm土层的土壤性质,包括盐碱度指标(EC、p H、SAR、Na+、K+、Ca2+、Mg2+、HCO3-、Cl-和SO42-)、养分指标（SOM、TN、TP、TK、AN、AP及AK）及重金属元素（As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn）,共计25项指标。着重分析了矿井中水灌溉下不同坡位不同土层土壤盐碱度指标、土壤养分指标及土壤重金属元素变化,并利用土壤质量指数（soil quality index,SQI）揭示了矿井中水灌溉对土壤质量的综合影响,从而为矿井中水灌溉的推广和安全使用提供理论依据。主要结论如下:（1）从灌溉水质来看,布尔台矿区中水TDS(1227.80 mg·L-1)、Cl-(352.72 mg·L-1)及SO42-(351.38 mg·L-1)略超中国农田灌溉用水标准（GB 5084-2021）及中国地下水质标准（GB/T 14848-2017）,矿井中水用于生态灌溉可能导致土壤中盐分增加。（2）矿井中水灌溉对坡地土壤盐碱度产生了一定程度的影响。在矿井中水灌溉下,土壤EC、Na+和SO42-在20-40 cm和40-60 cm土层的上中坡位显着增加（P<0.05）,Ca2+在不同土层不同坡位上均发生了不同程度的淋失现象。Mg2+、K+、Cl-和HCO3-在灌溉水的作用下向下层迁移累积,在40-60 cm土层比无灌溉区分别增加了88.29%、37.50%、47.06%和7.83%。矿井中水对土壤p H和SAR值无显着影响。（3）矿井中水灌溉下土壤各养分指标及土壤综合肥力质量均有所上升。灌溉区上中坡位土壤有机质和速效养分增幅最大,分别增加了15.32%～1051.49%和0.22%～127.92%,全氮的增幅在1.38%～65.67%,全磷及全钾增幅最低,仅增加了4.21%～26.26%。通过内梅罗指数法评价了灌溉区土壤综合肥力质量,结果表明灌溉区比无灌溉区土壤肥力质量综合指数提高了7.16%～52.18%。（4）矿井中水灌溉下土壤重金属元素在不同土层上中坡位均发生了累积现象,Cd在土壤中发生了明显的累积现象,属于中度污染等级及中度生态污染风险等级。而且上中坡位土壤综合污染指数及土壤综合潜在生态风险指数较高,从坡顶到坡底整体呈降低趋势。（5）土壤质量指数（soil quality index,SQI）结果表明灌溉区土壤质量指数比无灌溉区在上中坡位20-40 cm和40-60 cm土层明显增加,分别增加了11.11%～26.67%和16.78%～41.88%。矿井中水灌溉提升了上中坡位土壤质量,而且深层土壤SQI增幅更大。
曹宇东[6]（2021）在《苜蓿草重金属生态修复与厌氧发酵资源化利用研究》文中研究说明针对当前土壤重金属污染严重,世界范围内能源短缺的情况,本研究基于系统生物学的思想,采用苜蓿草对矿区重金属污染土壤进行植物修复,分析添加活性炭对牛粪苜蓿草厌氧发酵产气量和过程机制的影响,最后对发酵产物有机肥的风险进行评估,对其肥效及对植物生长进行了探究。具体的研究结果如下:（1）本研究调查区域土壤的重金属污染程度随矿业活动而增加,污染重金属中Zn含量最高,Cd的污染程度最大。苜蓿草可富集大部分金属,且富集金属主要集中在地上部分。苜蓿草对Zn的富集能力最强,对Cd的富集能力较低。苜蓿草对Fe、Cu、Ni的吸收与其在土壤中的含量呈正相关,可用于矿区土壤修复。（2）苜蓿草牛粪混合厌氧发酵的累积产气量为47.16 mL/gTS,通过添加活性炭可以使累积产气量增加到108.04 mL/gTS,并且提高了 CH4的含量和稳定性。添加活性炭可抑制NH4+-N的产生,促进COD和VFA的生成,造成pH值的降低。活性炭的表面结构有利于微生物的生长,Prevotella7、Bacteroides、Ruminococcus1为优势细菌属,Methanobacterium和Methanosarcina 为优势古菌属。活性炭上的微生物加快了半纤维素分解,提高VFA的产率。活性炭上Petrimonas和Methanosarcina组成的直接种间电子转移能有效提升产CH4的效率。活性炭的吸附量随着发酵进行不断增加,对Fe的吸附最明显。pH对金属的影响较大。活性炭表面孔洞结构丰富,经过厌氧发酵后,活性炭表面有大量微生物覆盖。在活性炭上检测到大量羧酸基团,有机物的红外峰值在反应初始时较强,随发酵进行逐渐减弱。（3）苜蓿草发酵产物中重金属含量未超标,添加活性炭后Zn含量超标,但主要以残渣态为主,污染风险较小。由于牛粪、苜蓿草及其他生物质N含量较低造成沼肥总营养含量相对较低。苜蓿草沼液浸种对玉米发芽有一定的抑制作用,沼渣施肥对玉米生长有一定促进作用,但促进作用没有其他沼渣明显（牛粪沼渣、酒渣沼渣和玉&酒沼渣）。本研究综合调查了苜蓿草植物修复和资源化利用的可行性,结果表明在整个过程中,苜蓿草实现了重金属去除和能源高效生产的目标。苜蓿草用作植物修复可吸附除Cd外的大部分金属。金属修复苜蓿草在厌氧发酵后有较大的产气能力,且可通过添加活性炭进一步强化。活性炭有效促进了底物的降解,调节了发酵体系中金属的含量,为微生物生长提供了附着环境。发酵产物沼渣也可进一步用作有机肥提高农作物生长。本文为土壤重金属的处理和能源的清洁生产提供了综合的解决思路,为优化厌氧发酵过程、探究发酵机理提供了理论依据。
邓继宝[7]（2021）在《连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属积累及土壤微生物群落多样性的影响》文中研究指明畜禽粪肥为菜田土壤提供各种营养元素和有机质,同时也改变了菜田土壤的微环境。随着我国规模化、集约化养殖场的发展,未经处理的畜禽粪肥导致了大量的重金属元素进入土壤环境中,尤其是连续施用畜禽粪肥引起的菜田土壤重金属污染问题日益严重。然而,目前连续施用畜禽粪肥导致菜田土壤重金属的积累情况和所产生污染风险及评价,尚缺乏研究资料。同时连续施用含有重金属的畜禽粪肥对菜田土壤微生物群落多样性影响也不明确。因此,本文选择位于重庆璧山区、北碚区的两个蔬菜基地作为监测点,连续6年采用田间定位试验研究畜禽粪肥种类、用量、处理方法等对菜田土壤中重金属Cu、Zn、Pb、Ni、Cd、Cr、Hg含量积累的影响,并评价菜田土壤中重金属污染程度,以及对菜田土壤微生物群落结构变化的影响。主要结果如下:（1）连续6年施用畜禽粪肥增加了监测点菜田土壤部分重金属积累量。在2018年3月-2019年7月两年间,璧山监测点菜园土壤重金属元素Cu、Zn、Pb、Cr、Hg元素分别增加了2.99%～162.08%、3.22%～88.62%、5.28%～38.79、5.14%～28.48%、5.01%～191.95%,但使Ni元素含量降低了12.60%～24.27%,北碚监测点菜园土壤中Zn、Hg元素分别增加了1.94%～8.96%、7.52%～51.89%,Cu、Pb、Ni元素含量分别降低了5.25%～15.68%、6.83%～15.19%、15.38%～23.31%。（2）连续6年施用畜禽粪肥改变了监测点菜田土壤酸碱度。璧山监测点菜园土壤pH随猪粪施加量增加土壤pH亦增加。施加鸡粪畜禽粪肥降低了璧山监测点菜田土壤pH。腐熟鸡粪处理降低了北碚监测点菜园土壤pH。在相关性分析中,璧山监测点土壤pH与重金属Ni有显着相关关系;在北碚监测点菜园土壤pH与重金属Pb、Cr有显着相关关系。璧山监测点菜园土壤重金属Cu和Ni、Hg之间存在显着相关性（p<0.05）,Pb和Cu、Ni之间存在极显着相关性。北碚监测点菜园土壤重金属Cu与Zn、Pb、Ni、Cd、Cr、Hg都具有显着相关性。Pb与Ni、Cd、Cr、Hg具有极显着相关（p<0.01）。Cd与Cr不呈现相关性,与其它元素都呈现相关性。（3）采用单因子污染指数污染评估发现,璧山监测点和北碚监测点的菜田土壤在连续施畜禽粪肥后,两监测点菜田土壤中6种重金属（Cu、Zn、Pb、Ni、Cr、Hg）处于清洁水平,璧山监测点Cd处于重度污染,北碚监测点处于中度污染至重度污染。而且内梅罗污染指数指出两监测点都处于重度污染。（4）采用地址积累指数法评估发现,在连续施畜禽粪肥处理后,璧山监测点菜田土壤重金属Ni、Cr无污染,Pb轻度污染,Cd和Hg在中强度污染以上。连续施畜禽粪肥使北碚监测点菜田土壤受到Pb、Cd和Hg严重污染。（5）采用潜在生态危害指数评估发现,在连续施畜禽粪肥处理后,璧山监测点和北碚监测点的菜田土壤Cu、Zn、Pb、Ni、Cr 5种重金属元素都处于低潜在风险等级,Cd和Hg的潜在风险等级在高等以上。并且连续施畜禽粪肥使两监测点菜田土壤的综合潜在风险程度都极强。（6）连续6年施用畜禽粪肥处理下,璧山监测点菜田土壤微生物多样性是施肥处理高于对照处理,而北碚监测点菜田土壤微生物多样性变化没有统一的规律。连续施畜禽粪肥增加了璧山和北碚监测点菜田土壤的放线菌门（Actinobacteriota）、变形菌门（Proteobacteria）、子囊菌门（Ascomycota）的相对丰度,降低了璧山监测点被孢霉门（Mortierellomycota）和北碚监测点油壶菌门（Olpidiomycota）的相对丰度。并使放线菌门（Actinobacteriota）、变形菌门（Proteobacteria）、子囊菌门（Ascomycota）成为北碚和璧山两地区菜园土壤中最优势的菌门。（7）在属水平上,连续6年施用畜禽粪肥降低了璧山监测点菜田土壤norank＿f＿JG30-KF-AS9的相对丰度,鸡粪和猪粪处理增加了被孢霉属（Mortierella）的相对丰度。施加鸡粪降低了北碚监测点菜田土壤芽孢杆菌属（Bacillus）的相对丰度,增加了油壶菌属（Olpidium）的相对丰度。（8）连续6年施用畜禽粪肥后,在门分类水平上,璧山菜园土壤中厚壁菌门（Firmicutes）与Zn、Cd都存在显着相关性,绿弯菌门（Chloroflexi）与重金属Ni、pH值都呈现显着负相关。Monoblepharomycota与Cd也有显着正相关。捕虫霉门（Zoopagomycota）与Zn、Cd、pH有显着相关性。在北碚菜园土壤中,绿弯菌门（Chloroflexi）与重金属Zn有显着正相关,子囊菌门（Ascomycota）与pH值具有显着正相关。重金属Zn普遍对菜园土壤微生物的组成有影响。
储昭霞[8]（2020）在《煤矸石协同植物对铜尾矿改良的效果与作用机制研究》文中认为铜尾矿是典型工业固体废弃物,由于综合利用水平有限,大量铜尾矿堆积带来的重金属污染和安全问题备受关注,对其进行生态修复具有十分重要的现实意义。植被重建技术在尾矿生态修复中广受青睐,其关键点是基质改良和耐性物种选择。目前,将废弃物制成改良剂修复尾矿是一种重要的修复方法。煤矸石是煤炭开采过程中产生的固体废弃物,可作为贫瘠和盐碱地土壤改良剂,且具有作为重金属吸附材料的潜力。因此,本研究将废弃物煤矸石作为改良剂添入铜尾矿,通过盆栽实验、淋滤实验、吸附实验和粒径实验,结合种植黑麦草（Lolium perenne）和香根草（Vetiveria zizanioides）,研究改良后铜尾矿基质理化性质变化、重金属行为变化和修复植物的生态响应变化,以探索煤矸石与植物协同对铜尾矿生态修复的可行性与作用机制,为铜尾矿的综合利用提供新思路、新方法。研究主要得出以下结论:（1）煤矸石具备作为铜尾矿基质改良剂的物质基础条件。铜尾矿为高钙硅酸盐型,营养贫瘠且Cu和Cd含量较高,综合潜在生态风险指数达中度污染水平。但煤矸石属黏土矿物型,其pH值和养分水平显着高于铜尾矿,且Cd、Cu、Pb和Zn的含量及有效态含量均显着低于铜尾矿,具有改善铜尾矿贫瘠环境和重金属污染水平的潜力。（2）煤矸石与植物（黑麦草、香根草）能产生协同改良铜尾矿的效果。煤矸石、煤矸石+黑麦草、煤矸石+香根草三种修复方式下,添加1%～20%（w/w）的煤矸石能显着改善铜尾矿基质pH值和养分水平,且能促进铜尾矿中Cd、Cu、Pb、Zn由F1态（可交换态）、F2态（碳酸盐结合态）向F3态（铁锰结合态）、F4态（有机结合态）或F5态（残渣态）转变,降低Cd、Cu、Pb、Zn生物有效性和生物可利用性,表现出能稳定化修复铜尾矿中Cd、Cu、Pb、Zn的作用效果。稳定化修复效果依次是:煤矸石+黑麦草>煤矸石+香根草>煤矸石。添加煤矸石后,铜尾矿OM（有机质）含量增加是重金属行为改变、生物有效性降低的关键因素。（3）修复植物对煤矸石改良铜尾矿基质环境表现出一定的生理生态响应特征。随煤矸石添加比例增加（1%～20%）,黑麦草和香根草对重金属Cd、Cu、Pb、Zn富集能力和水平降低,且转运能力发生改变,均主要将重金属富集于地下部。同时,植物叶片中光合色素、SP（可溶性蛋白质）和Pro（脯氨酸）含量升高,MDA（丙二醛）含量降低,SOD、POD、CAT酶活性选择性升高或降低,从而在一定程度上增强植物对铜尾矿胁迫生境的抗性。铜尾矿中重金属赋存形态F2态是决定Cu、Pb、Zn从铜尾矿向植物根部迁移的关键形态;OM是影响Cd、Cu、Zn等从铜尾矿向黑麦草和香根草地下部迁移的关键理化因子,EC是影响铜尾矿中Pb向黑麦草地下部迁移的关键理化因子。（4）不同粒径煤矸石添加对铜尾矿的修复效果呈现一定差异。当添加煤矸石粒径为100～1000μm、比例为1%～20%时,煤矸石粒径越小、添加比例越高,对铜尾矿中Cu固化效果越好。随煤矸石粒径增大,黑麦草和香根草种子发芽率、光合色素和SP含量趋于降低,MDA、SOD、POD和CAT酶活性趋于增大。P100+T5（添加煤矸石粒径为100μm、添加比为5%）处理下的黑麦草和P100+T1处理下的香根草均能呈现较好的生理状态。由此,煤矸石具有对铜尾矿生态改良的潜力,可视为一种潜在固废改良剂。将煤矸石添入铜尾矿不仅能起到改善铜尾矿贫瘠环境的作用,还能起到稳定铜尾矿中重金属的效果。煤矸石协同植物（黑麦草或香根草）比煤矸石单独添加对铜尾矿中重金属稳定化修复能产生更好的效果。图[24]表[31]参考文献[314]
魏亮[9]（2020）在《华北平原典型污灌区土壤砷及重金属迁移转化规律》文中研究表明砷及重金属元素因其高毒性和易累积等特点,严重威胁着生态环境和人类健康。由农业生产和矿业活动等人为因素引发的土壤砷及重金属环境污染在世界各地屡有报道,成为国际社会面临的主要环境问题之一。污灌导致农用地砷及重金属富集的情况在国内较为普遍,危害着国家耕地和粮食安全。土壤砷及重准金属活性受到元素赋存形态和迁移性能控制,因此砷及重金属在土壤与地下环境中的迁移转化成为该领域研究热点。论文以华北平原典型污灌区为研究区,通过野外调查、室内实验和模型模拟等方法,揭示了不同场景下土壤砷及重金属迁移转化规律与控制机理,主要取得了以下研究性成果:（1）砷及重金属在污灌区表层土壤中的富集程度显着高于非污灌区,土壤Zn、Cu、Pb和As含量超出国家土壤污染风险筛选值,且污灌土壤中砷及重金属以弱结合态、强吸附态和无定形等结合态的相对含量明显大于非污灌土壤,说明污灌严重影响了土壤重金属的赋存,加剧了土壤及地下水的生态环境风险。研究区浅层地下水中As检出率明显高于重金属污染组分,浓度在0.37-9.65μg/L内变化。（2）室内动态淋溶柱实验表明,模拟酸雨淋溶更有利于土壤Cr和Pb的迁移,酸度影响的无定形矿物溶解是控制土壤水Cr和Pb富集的主要机制;有机肥浸出液淋溶显着增强了污灌土壤As和Cu的迁移性,Fe/Mn氧化物还原性溶解、有机质络合作用和竞争性吸附是控制As和Cu在土壤水中富集的主要机制。（3）水位抬升后,有机肥浸出液淋溶条件下土壤水Cu、Pb、Fe和Mn等元素含量有所上升,而模拟酸雨淋溶条件下无显着变化。在水位抬升形成的还原环境中,有机肥浸出液提供了可作为电子供体或电子穿梭体的外源DOM,刺激了土壤中Geobacter等铁还原菌的新陈代谢,导致Fe氧化物的异化还原,使砷及重金属被释放至土壤水中。在缺少外源DOM的模拟酸雨淋溶下,微生物活动不显着,未引发Fe氧化物还原性溶解和重金属的释放。（4）土壤对As（V）的吸附符合非线性等温吸附模式,由Langmuir模型得到土壤对As（V）的饱和吸附量为0.335-0.691μmol/g。土壤As（V）吸附量随p H值的增加而降低;PO43-和As（V）之间存在显着的竞争关系,而HCO3-和As（V）之间的竞争关系相对较弱。反应运移模型模拟结果显示,反应初始阶段,As解吸是土壤水As富集的主要机制;随着反应进行,解吸作用对土壤水As富集的相对贡献逐渐减少,还原性溶解和络合作用等相对贡献逐步升高。
周树斌[10]（2020）在《基于PXRF技术的黑龙江阿城白岭铜锌多金属矿区砷元素污染评估》文中研究指明砷污染是一个全球性的环境问题,矿业活动是砷污染来源之一。对砷污染的监测和评估是治理砷污染的前提。便携式X荧光光谱仪（PXRF）是一种可实现快速、无损、经济及多元素分析的便携式设备。本文利用便携式X荧光仪对白岭铜锌多金属矿区砷元素的粉尘污染、土壤污染以及砷元素在植物中的富集水平进行了评估,研究了样品制备、数据质量、校正模型等相关问题,依据PXRF数据综合评估了白岭铜锌多金属矿区的砷污染水平。白岭铜锌多金属矿区的森林覆盖区受到矿区公路扬尘的污染,利用便携式X荧光光谱仪分析了该研究区中裸露树桩横截面和对应土壤的元素含量,树桩横截面和土壤中As、Zn和Fe元素在垂直公路方向上出现了明显的分带性,距公路最近处含量最高。其中As和Zn元素的含量随距公路距离的增加而降低并符合幂律分布。微区X射线荧光光谱仪扫描的图像表明树桩中As、Zn、Fe等元素富集于树桩横截面及裂隙中,指示了由公路扬尘的重新沉降引起的污染。该区公路扬尘污染是砷暴露的主要途径之一。基于PXRF技术对矿区农田土壤砷污染情况进行了评估。实验室条件下的PXRF分析实现了对As、Mn、Fe、Zn等元素的定量分析,通过对土壤中各元素含量的相关分析确定了As与其他元素（Ca、Mn、Fe、Zn、Pb、V、Ti、Rb、K）的相关关系。砷元素在农田西侧近河流处出现了显着的高异常,垂向上As元素出现了自地表向地下降低的趋势。钻孔中土壤样品的顺序提取（偏提取）结果表明在近地表处土壤的弱酸提取态和可还原态砷的百分含量远高于深部土壤样品的弱酸提取态和可还原态砷的百分含量。农田土壤中各元素的空间分布和形态分析结果共同指示了农田土壤中砷元素的来源,即强降雨过后河水漫溢农田,河水中的As经过共同沉淀或被土壤中的铁锰氧化物吸附进入土壤体系。通过模拟实验并利用PXRF分析有机质样品确定了样品湿度、样品密度和样品厚度对PXRF读数的影响,提出了针对有机质样品的预处理方法,最终建立了线性回归校准曲线以校正基体效应对PXRF读数的影响。验证结果表明该线性回归校正模型可大幅度提高PXRF测定有机质样品的数据的准确度,PXRF可基本实现对有机质样品的定量分析。基于以上样品预处理方法和校正模型,利用PXRF对矿区中植物的元素含量进行了分析,PXRF结果表明:野生食用菌（如趟子蘑）是砷暴露的途径之一,同时PXRF具备筛选砷的超富集植物的能力。
二、Concentrative phenomenon of relative content ratios of Cu, Pb and Zn in soils（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、Concentrative phenomenon of relative content ratios of Cu, Pb and Zn in soils（论文提纲范文）
（1）炼焦副产物重金属污染特征分析与厂区土壤重金属空间变异性及风险评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题来源与意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 选题意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 焦化废弃物污染特征 |
| 1.2.2 废弃物对土壤环境的影响途径 |
| 1.2.3 土壤重金属的分布特征及影响因素 |
| 1.2.4 重金属的环境及健康危害 |
| 1.2.5 重金属污染风险评价研究进展 |
| 1.3 研究目标与研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与分析方法 |
| 2.1 样品的采集与制备 |
| 2.1.1 现场调研 |
| 2.1.2 样品采集方法 |
| 2.1.3 样品制备方法 |
| 2.2 试验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 主要试验材料 |
| 2.2.2 主要仪器设备 |
| 2.3 理化性质分析方法 |
| 2.3.1 工业分析与元素分析 |
| 2.3.2 粒径分析与腐蚀性分析 |
| 2.3.3 分子结构分析 |
| 2.3.4 物相分析 |
| 2.4 重金属含量分析与形态提取方法 |
| 2.4.1 样品消解方法 |
| 2.4.2 重金属形态提取方法 |
| 2.4.3 重金属含量分析方法 |
| 2.5 重金属污染评价方法 |
| 2.5.1 污染水平分析方法 |
| 2.5.2 生态风险评价方法 |
| 2.5.3 人体健康风险评价风险 |
| 第3章 焦化废弃物重金属污染特征 |
| 3.1 焦化废弃物样品理化性质 |
| 3.1.1 工业分析与元素分析结果 |
| 3.1.2 粒径分析与腐蚀性分析结果 |
| 3.1.3 分子结构分析结果 |
| 3.1.4 物相分析结果 |
| 3.2 焦化废弃物重金属形态分布 |
| 3.2.1 焦化污泥重金属形态分布 |
| 3.2.2 焦油渣重金属形态分布 |
| 3.2.3 焦粉重金属形态分布 |
| 3.2.4 硫膏重金属形态分布 |
| 3.3 焦化废弃物重金属含量分析 |
| 3.3.1 焦化污泥重金属含量分析 |
| 3.3.2 焦油渣重金属含量分析 |
| 3.3.3 焦粉重金属含量分析 |
| 3.3.4 硫膏重金属含量分析 |
| 3.3.5 焦化废水重金属含量分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 焦化固废重金属风险评价与废水重金属相关性分析 |
| 4.1 焦化厂固废重金属污染的生态风险评价 |
| 4.1.1 焦化污泥重金属污染的生态风险评价 |
| 4.1.2 焦油渣重金属污染的生态风险评价 |
| 4.1.3 焦粉重金属污染的生态风险评价 |
| 4.1.4 硫膏重金属污染的生态风险评价 |
| 4.1.5 固废人体健康风险评价 |
| 4.2 焦化废水重金属统计学分析 |
| 4.2.1 焦化废水重金属描述性分析 |
| 4.2.2 焦化废水重金属相关性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 固废存储区周边表层土壤重金属污染的空间变异性 |
| 5.1 土壤重金属形态分布的空间变异性 |
| 5.1.1 垂直方向重金属形态分布特征 |
| 5.1.2 水平方向重金属形态分布特征 |
| 5.2 土壤重金属含量的空间变异性 |
| 5.2.1 垂直方向重金属含量变化特征 |
| 5.2.2 水平方向重金属含量变化特征 |
| 5.3 土壤重金属源解析 |
| 5.3.1 A厂土壤重金属源解析 |
| 5.3.2 B厂土壤重金属源解析 |
| 5.3.3 C厂土壤重金属源解析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 固废存储区周边表层土壤重金属迁移量预测模型与风险评价 |
| 6.1 土壤重金属迁移量预测模型的建立与检验 |
| 6.1.1 多元回归迁移量预测模型相关参数 |
| 6.1.2 不同重金属元素多元回归迁移量预测模型与检验 |
| 6.2 土壤重金属污染水平分析与生态风险评价 |
| 6.2.1 垂直方向重金属生态风险变化规律 |
| 6.2.2 水平方向重金属生态风险变化规律 |
| 6.3 土壤重金属人体健康风险评价 |
| 6.3.1 A厂土壤重金属健康风险评价 |
| 6.3.2 B厂土壤重金属健康风险评价 |
| 6.3.3 C厂土壤重金属健康风险评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（2）Pb和B[a]P对黑麦草耐性及矿质营养吸收特征的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 研究背景 |
| 1.1 HMs和 PAHs毒害对植物生长的影响 |
| 1.1.1 HMs和 PAHs毒害对植物根系的影响 |
| 1.1.2 HMs和 PAHs毒害对植物矿质营养吸收的影响 |
| 1.1.3 HMs和 PAHs毒害对植物质外体的影响 |
| 1.1.4 HMs和 PAHs毒害对植物细胞膜透性的影响 |
| 1.1.5 HMs和 PAHs毒害对植物细胞骨架的破坏 |
| 1.1.6 HMs和 PAHs毒害对植物DNA和染色质的损伤 |
| 1.2 植物对HMs和 PAHs毒害的抗性 |
| 1.2.1 根际分泌物对HMs和 PAHs毒害的抗性 |
| 1.2.2 细胞壁固定、液泡区域化对HMs和 PAHs毒害的抗性 |
| 1.2.3 抗氧化系统对HMs和 PAHs毒害的抗性 |
| 1.2.4 菌根作用对HMs和 PAHs毒害的抗性 |
| 1.2.5 根部富集对HMs和 PAHs毒害的抗性 |
| 1.3 植物对HMs和 PAHs解毒的分子机制 |
| 1.3.1 HMs和 PAHs诱导抗性基因的表达 |
| 1.3.2 HMs和 PAHs诱导逆境蛋白的表达 |
| 1.4 本论文研究目的和意义 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 主要创新点 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 Pb和B[a]P单一毒害对黑麦草耐性及矿质营养吸收的影响 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 测定方法 |
| 2.3.1 种子萌发、根长、芽长及幼苗鲜重、干重的测定 |
| 2.3.2 根系活力的测定 |
| 2.3.3 矿质营养含量的测定 |
| 2.3.4 B[a]P含量的测定 |
| 2.4 数据处理 |
| 2.5 结果与分析 |
| 2.5.1 Pb和B[a]P单一毒害对黑麦草种子萌发的影响 |
| 2.5.2 Pb和B[a]P单一毒害对黑麦草根长、芽长的影响 |
| 2.5.3 Pb和B[a]P单一毒害对黑麦草鲜重和干重的影响 |
| 2.5.4 Pb和B[a]P单一毒害对黑麦草根系活力的影响 |
| 2.5.5 Pb和 B[a]P单一毒害对Pb吸收的影响 |
| 2.5.6 B[a]P单一毒害对B[a]P吸收的影响 |
| 2.5.7 Pb和 B[a]P单一毒害对Zn、Cu、Cr吸收的影响 |
| 2.5.8 Pb和 B[a]P单一毒害对N、P、K吸收的影响 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 Pb和B[a]P联合毒害对黑麦草耐性及矿质营养吸收的影响 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.3 测定方法 |
| 3.3.1 种子萌发及幼苗生长指标的测定 |
| 3.3.2 根系活力的测定 |
| 3.3.3 矿质营养含量的测定 |
| 3.3.4 B[a]P含量的测定 |
| 3.4 数据处理 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 Pb和B[a]P联合毒害对黑麦草种子萌发的影响 |
| 3.5.2 Pb和B[a]P联合毒害对黑麦草种子根长、芽长的影响 |
| 3.5.3 Pb和B[a]P联合毒害对黑麦草鲜重、干重的影响 |
| 3.5.4 Pb和B[a]P联合毒害对黑麦草根系活力的影响 |
| 3.5.5 Pb和 B[a]P联合毒害对Pb吸收的影响 |
| 3.5.6 Pb和 B[a]P联合毒害对B[a]P吸收的影响 |
| 3.5.7 Pb和 B[a]P联合毒害对Zn、Cu、Cr吸收的影响 |
| 3.5.8 Pb和 B[a]P联合毒害对N、P、K吸收的影响 |
| 3.5.9 主成分分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 Pb和B[a]P单一及联合毒害对黑麦草种子萌发及耐性的影响 |
| 4.1.2 Pb 和 B[a]P单一及联合毒害对黑麦草Pb 和 B[a]P吸收的影响 |
| 4.1.3 Pb和B[a]P单一及联合毒害对黑麦草矿质营养吸收的影响 |
| 4.2 结论 |
| 4.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研情况 |
（3）钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤Cd污染现状 |
| 1.1.1 土壤Cd污染来源及修复技术 |
| 1.1.2 小麦及小麦田土壤Cd污染现状 |
| 1.2 钝化阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.2.1 碱性Cd污染农田修复中常用的钝化材料及存在问题 |
| 1.2.2 巯基改性材料在Cd土壤污染修复方面的研究进展 |
| 1.3 植物提取技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.3.1 常用的超富集植物及强化植物提取措施 |
| 1.3.2 植物提取技术在弱碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.4 联合阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.5 肥料对小麦Cd吸收和累积的影响 |
| 1.6 国外小麦田土壤Cd污染修复技术研究进展 |
| 1.7 研究目的及意义、研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 研究问题及内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 巯基改性粘土对碱性土壤Cd污染钝化阻控效应及机制研究 |
| 第一节 巯基改性粘土对碱性土壤中重金属淋溶行为的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验方法 |
| 2.2.2 样品处理 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 试验结果 |
| 2.3.1 不同淋洗剂对Cd淋出率的影响 |
| 2.3.2 巯基改性粘土对土壤淋出液和重金属含量的影响 |
| 2.3.3 老化时间对巯基改性粘土处理土壤的淋溶行为的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第二节 土壤灭菌处理对巯基坡缕石钝化碱性土壤Cd污染效应的影响 |
| 2.6 引言 |
| 2.7 材料与方法 |
| 2.7.1 试验方法 |
| 2.7.2 样品处理 |
| 2.7.3 数据分析 |
| 2.8 试验结果 |
| 2.8.1 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤重金属含量的影响 |
| 2.8.2 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤细菌群落的影响 |
| 2.8.3 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤理化性质的影响 |
| 2.9 讨论 |
| 2.9.1 土壤灭菌处理不影响巯基坡缕石在碱性土壤中对Cd的钝化作用 |
| 2.9.2 土壤灭菌处理改变土壤细菌群落和土壤理化性质 |
| 2.10 小结 |
| 第三节 巯基坡缕石对小麦Cd累积和土壤团聚体Cd分布的影响 |
| 2.11 引言 |
| 2.12 材料与方法 |
| 2.12.1 试验方法 |
| 2.12.2 样品处理 |
| 2.12.3 数据分析 |
| 2.13 试验结果 |
| 2.13.1 施加巯基坡缕石对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 2.13.2 施加巯基坡缕石对土壤团聚体的影响 |
| 2.14 讨论 |
| 2.14.1 施加巯基坡缕石降低小麦对Cd吸收和转运 |
| 2.14.2 施加巯基坡缕石改变Cd在土壤团聚体中的分布 |
| 2.15 小结 |
| 本章结论 |
| 第三章 EDDS 强化超富集植物对碱性土壤 Cd 污染修复效应及机制研究 |
| 第一节 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆Cd积累和生长的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验方法 |
| 3.2.2 样品处理 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 试验结果 |
| 3.3.1 施加EDDS对土壤溶液Cd含量的影响 |
| 3.3.2 孔雀草和美洲商陆的Cd吸收动态变化 |
| 3.3.3 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆生长和Cd积累的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第二节 施加EDDS对碱性Cd污染土壤中龙葵修复效率及土壤质量的影响 |
| 3.6 引言 |
| 3.7 材料与方法 |
| 3.7.1 试验方法 |
| 3.7.2 样品处理 |
| 3.7.3 数据分析 |
| 3.8 试验结果 |
| 3.8.1 施加EDDS对龙葵生长和Cd积累的影响 |
| 3.8.2 施加EDDS对土壤溶液重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.8.3 施加EDDS对土壤重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.9 讨论 |
| 3.10 小结 |
| 本章结论 |
| 第四章 EDDS强化孔雀草提取-巯基坡缕石钝化联合修复Cd污染土壤效应研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验方法 |
| 4.2.2 样品处理 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 试验结果 |
| 4.3.1 联合修复技术对土壤老化阶段土壤溶液的影响 |
| 4.3.2 联合修复技术对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 4.3.3 联合修复技术对土壤性质和Cd形态的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 联合修复技术对土壤理化性质和小麦Cd累积效应的影响 |
| 4.4.2 联合修复效率评价 |
| 4.5 本章结论 |
| 第五章 土施MnSO_4对小麦Cd累积关键部位和离子组学影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验方法 |
| 5.2.2 样品处理 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 试验结果 |
| 5.3.1 土施MnSO_4对小麦Cd和 Mn吸收转运的影响 |
| 5.3.2 土施MnSO_4对小麦离子组学的影响 |
| 5.3.3 土施MnSO_4对土壤性质和重金属含量的影响 |
| 5.4 .讨论 |
| 5.4.1 土施MnSO_4降低小麦对Cd的吸收和转运 |
| 5.4.2 土施MnSO_4改变小麦的离子组学特征 |
| 5.5 本章结论 |
| 第六章 全文结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（4）水稻种植对稻田水体及水稻土的影响研究 ——以乐东县利国镇为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 研究区概况和研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 野外样品采集 |
| 2.2.2 实验池水样采集 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 使用仪器及检验方法 |
| 2.3.2 数据处理与方法 |
| 第三章 稻田水体分析 |
| 3.1 稻田水体中重金属的分布特征及评价 |
| 3.1.1 水稻拔节期(T1)、成熟期(T2)稻田水体中重金属含量的差异 |
| 3.1.2 水稻拔节期、成熟期稻田水体重金属污染评价 |
| 3.2 稻田水体农药残留分析 |
| 3.3 讨论与小结 |
| 3.3.1 讨论 |
| 3.3.2 小结 |
| 第四章 水稻土环境分析 |
| 4.1 水稻土中碳氮含量富集特征与评价 |
| 4.1.1 水稻拔节期(T1)、成熟期(T2)时,水稻土碳氮的时间赋存特征 |
| 4.1.2 水稻成熟期(T2)水稻土碳氮空间赋存特征 |
| 4.1.3 水稻土中碳氮富集评价 |
| 4.1.4 讨论与小结 |
| 4.2 稻田土壤重金属含量富集特征与评价 |
| 4.2.1 水稻土重金属含量赋存特征 |
| 4.2.2 稻田土壤重金属风险评价 |
| 4.3 水稻田重金属污染源的来源分析 |
| 4.3.1 施用化肥中重金属成分及含量分析 |
| 4.3.2 稻田水体中重金属来源分析 |
| 4.3.3 水稻田土重金属与TOC、TN的相关性分析 |
| 4.3.4 讨论与小结 |
| 第五章 稻田水体中毒死蜱和溴氰菊酯的净化效果分析 |
| 5.1 实验结果与分析 |
| 5.1.1 不同材质对毒死蜱和溴氰菊酯的影响差异 |
| 5.1.2 不同材质水槽中毒死蜱和溴氰菊酯的净化幅度 |
| 5.1.3 水体中p H和DO对毒死蜱和溴氰菊酯净化效果的影响 |
| 5.1.4 讨论与小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究创新点 |
| 6.3 研究不足 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（5）中水灌溉对坡地土壤质量的影响 ——以布尔台矿灌溉区为例（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景、目的及意义 |
| 1.2 中水概念及矿井中水回用 |
| 1.3 中水灌溉对土壤盐碱化的影响 |
| 1.4 中水灌溉对土壤养分的影响 |
| 1.5 中水灌溉对土壤重金属的影响 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然概况 |
| 2.1.2 研究区中水利用概况 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 中水灌溉区水样采集及水质分析 |
| 2.3.2 土壤样品采集及土壤指标测定 |
| 2.3.3 评价方法 |
| 2.3.4 技术路线 |
| 第三章 中水灌溉对土壤盐碱化的影响 |
| 3.1 灌溉水质分析 |
| 3.2 中水灌溉下土壤盐碱度指标的空间分布 |
| 3.2.1 土壤电导率空间分异特征 |
| 3.2.2 土壤阳离子空间分异特征 |
| 3.2.3 土壤阴离子空间分异特征 |
| 3.2.4 土壤碱度指标空间分异特征 |
| 3.3 中水灌溉下土壤盐碱化风险分析 |
| 3.3.1 灌溉水质盐碱化特征评价 |
| 3.3.2 土壤盐碱化风险分析 |
| 第四章 中水灌溉对土壤肥力质量的影响 |
| 4.1 中水灌溉下土壤养分指标的空间分布 |
| 4.1.1 土壤有机质的空间分异特征 |
| 4.1.2 土壤全氮和速效氮的空间分异特征 |
| 4.1.3 土壤全磷和速效磷的空间分异特征 |
| 4.1.4 土壤全钾和速效钾的空间分异特征 |
| 4.2 土壤综合肥力质量评价 |
| 第五章 中水灌溉下土壤重金属的风险研究 |
| 5.1 中水灌溉下土壤重金属的空间分布 |
| 5.1.1 土壤As含量空间分异特征 |
| 5.1.2 土壤Cd含量空间分异特征 |
| 5.1.3 土壤Cr含量空间分异特征 |
| 5.1.4 土壤Cu含量空间分异特征 |
| 5.1.5 土壤Hg含量空间分异特征 |
| 5.1.6 土壤Ni含量空间分异特征 |
| 5.1.7 土壤Pb含量空间分异特征 |
| 5.1.8 土壤Zn含量空间分异特征 |
| 5.2 土壤重金属污染评价 |
| 5.2.1 内罗梅指数法 |
| 5.2.2 潜在生态风险评价 |
| 第六章 中水灌溉区土壤质量综合评价 |
| 6.1 最小数据集土壤质量评价指标建立 |
| 6.1.1 土壤质量评价指标的特征分析 |
| 6.1.2 最小数据集土壤质量评价指标的建立 |
| 6.2 土壤质量评分模型的建立 |
| 6.3 土壤质量综合评价 |
| 第七章 讨论与结论 |
| 7.1 讨论 |
| 7.1.1 矿井中水灌溉对土壤盐碱风险分析 |
| 7.1.2 矿井中水灌溉对土壤肥力质量影响分析 |
| 7.1.3 矿井中水灌溉对土壤重金属污染风险分析 |
| 7.1.4 灌溉区土壤质量评价 |
| 7.2 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间参与课题及发表的学术论文目录 |
（6）苜蓿草重金属生态修复与厌氧发酵资源化利用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 植物修复重金属的基本原理 |
| 1.2.2 厌氧发酵基本原理 |
| 1.2.3 厌氧发酵的影响因素 |
| 1.2.4 活性炭在厌氧发酵中的应用 |
| 1.2.5 金属元素对厌氧发酵的影响 |
| 1.2.6 活性炭对金属的影响 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 1.3.4 主要创新点 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 重金属污染土地植物修复实验 |
| 2.2 苜蓿草能源化再利用实验 |
| 2.2.1 不同生物质产气潜力对比实验 |
| 2.2.2 活性炭添加苜蓿草厌氧发酵机制实验 |
| 2.3 发酵产物再利用实验 |
| 2.3.1 发酵产物肥效实验 |
| 2.3.2 沼液浸种实验 |
| 2.3.3 沼渣施肥实验 |
| 2.4 测试方法 |
| 2.5 数据处理 |
| 2.5.1 重金属含量评价标准 |
| 2.5.2 微生物指数 |
| 2.5.3 植物发芽参数 |
| 2.5.4 统计分析 |
| 第3章 重金属污染的苜蓿草生态修复研究 |
| 3.1 矿区土壤金属污染风险 |
| 3.1.1 不同区域土壤污染程度分析 |
| 3.1.2 冬夏季土壤污染程度分析 |
| 3.2 苜蓿草金属污染富集能力 |
| 3.2.1 金属含量 |
| 3.2.2 生物富集因子 |
| 3.2.3 转移因子 |
| 3.3 土壤与苜蓿草金属含量的相关关系 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 重金属富集苜蓿草的厌氧发酵资源化研究 |
| 4.1 苜蓿草厌氧发酵潜力及机理 |
| 4.1.1 苜蓿草的发酵潜力 |
| 4.1.2 发酵过程稳定性分析 |
| 4.1.3 原料降解的影响 |
| 4.1.4 微生物特征 |
| 4.1.5 重金属变化及其影响 |
| 4.1.6 活性炭的变化 |
| 4.2 沼肥的肥效及安全性 |
| 4.2.1 有机肥污染风险 |
| 4.2.2 有机肥肥力 |
| 4.2.3 沼液浸种的影响 |
| 4.2.4 沼渣施肥的影响 |
| 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 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读硕士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
（7）连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属积累及土壤微生物群落多样性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤中重金属来源与污染现状 |
| 1.2 施用畜禽粪肥对土壤重金属积累的影响 |
| 1.3 施用畜禽粪肥对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 第2章 引言 |
| 2.1 研究背景与意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属积累的影响 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 样品分析 |
| 3.1.4 数据处理与统计分析 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Cu积累的影响 |
| 3.2.2 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Zn积累的影响 |
| 3.2.3 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Pb积累的影响 |
| 3.2.4 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Ni积累的影响 |
| 3.2.5 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Cd积累的影响 |
| 3.2.6 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Cr积累的影响 |
| 3.2.7 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Hg积累的影响 |
| 3.2.8 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤pH值的影响 |
| 3.2.9 菜园土壤pH值与重金属含量的相关性 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 连续施用畜禽粪肥下菜园土壤重金属污染风险评价 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 测定指标与方法 |
| 4.1.3.1 单因子污染指数法与内梅罗综合污染指数法 |
| 4.1.3.2 地质累积污染指数法 |
| 4.1.3.3 潜在生态危害指数 |
| 4.1.4 数据处理与统计分析 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 单因子污染指数法风险评价结果与内梅罗综合污染指数法风险评价结果 |
| 4.2.2 地质积累污染指数法风险评价结果 |
| 4.2.3 潜在生态危害指法风险评价结果 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤微生物群落多样性的影响 |
| 5.1 试验材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验方法 |
| 5.1.3 测定指标与方法 |
| 5.1.4 数据处理与统计分析 |
| 5.2 结果分析 |
| 5.2.1 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤微生物群落多样性的影响 |
| 5.2.2 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤门级微生物组成的影响 |
| 5.2.3 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤纲级微生物组成的影响 |
| 5.2.4 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤目级微生物组成的影响 |
| 5.2.5 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤科级微生物组成的影响 |
| 5.2.6 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤属级微生物组成的影响 |
| 5.2.7 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤微生物群落结构的影响 |
| 5.2.8 菜田土壤微生物群落与环境因子的相关性 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 全文结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 论文发表及参研课题情况 |
（8）煤矸石协同植物对铜尾矿改良的效果与作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 英文缩写清单 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铜尾矿及其生态修复研究 |
| 1.2 煤矸石及其改良基质作用研究 |
| 1.3 研究目标、内容与技术路线 |
| 1.4 本研究的主要工作量 |
| 第二章 样品采集与实验方法 |
| 2.1 研究区环境概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 预实验及修复植物选择 |
| 2.4 实验设计 |
| 2.5 测试分析 |
| 2.6 重金属统计参数 |
| 2.7 质量控制 |
| 2.8 数据分析 |
| 第三章 铜尾矿和煤矸石物质组成分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 化学物质组成 |
| 3.3 矿物组成成分 |
| 3.4 基本理化性质 |
| 3.5 重金属含量及生态风险评价 |
| 3.6 重金属有效态含量 |
| 3.7 重金属赋存形态 |
| 3.8 重金属生物可利用性系数 |
| 3.9 煤矸石改良铜尾矿的可行性分析 |
| 3.10 小结 |
| 第四章 三种修复方式下煤矸石添加对铜尾矿的改良效应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 煤矸石添加对铜尾矿理化性质的影响 |
| 4.3 煤矸石添加对铜尾矿重金属含量及有效态的影响 |
| 4.4 煤矸石添加对铜尾矿重金属赋存形态的影响 |
| 4.5 煤矸石添加对铜尾矿重金属生物可利用性系数及钝化率的影响 |
| 4.6 煤矸石添加对铜尾矿重金属行为的影响机制 |
| 4.7 煤矸石添加后铜尾矿重金属淋滤和活化风险 |
| 4.8 小结 |
| 第五章 修复植物对煤矸石改良铜尾矿的生理生态响应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 植物体重金属富集能力对煤矸石改良铜尾矿的响应 |
| 5.3 修复植物对煤矸石改良铜尾矿的生理生态响应特征 |
| 5.4 植物体富集重金属能力变化的影响机制 |
| 5.5 植物体生理生态指标变化的影响机制 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 不同粒径煤矸石对铜尾矿的改良效应 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 添加不同粒径煤矸石对铜尾矿中Cu有效态影响 |
| 6.3 添加不同粒径煤矸石对修复植物生理生态影响 |
| 6.4 不同粒径煤矸石对修复植物生理生态影响的机制 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究主要结论 |
| 7.2 研究创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 攻读学位期间科研与主要学术活动概况 |
（9）华北平原典型污灌区土壤砷及重金属迁移转化规律（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景与选题意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 重金属元素水文地球化学特征 |
| 1.2.2 控制砷及重金属土壤/水微界面过程的主要机制 |
| 1.2.3 污灌土壤砷及重金属的赋存与迁移转化研究现状 |
| 1.2.4 主要科学问题 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究技术路线 |
| 1.4 主要创新点 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 区域自然地理概况 |
| 2.1.1 自然地理 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候水文 |
| 2.2 地质背景 |
| 2.2.1 地质构造 |
| 2.2.2 地层岩性 |
| 2.3 水文地质条件 |
| 2.3.1 孔隙水系统划分 |
| 2.3.2 水文地质特征 |
| 2.4 土壤与农业用水概况 |
| 2.4.1 土壤类型 |
| 2.4.2 农业灌溉 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.1.1 土壤样品采集 |
| 3.1.2 地下水样品采集与分析 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 连续提取批实验 |
| 3.2.2 动态淋溶柱实验 |
| 3.2.3 静态吸附批实验 |
| 3.3 样品测试 |
| 3.3.1 土壤样品测试 |
| 3.3.2 水样测试 |
| 3.3.3 土壤微生物DNA提取与测序 |
| 4 土壤与浅层地下水化学特征 |
| 4.1 土壤的理化特征 |
| 4.2 土壤砷及重金属的赋存特征 |
| 4.2.1 土壤剖面砷及重金属含量分布特征 |
| 4.2.2 表层土壤砷及重金属的赋存形态 |
| 4.3 浅层地下水的理化特征 |
| 4.3.1 主量元素的分布特征 |
| 4.3.2 微量元素的分布特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 土壤砷及重金属迁移转化规律 |
| 5.1 柱实验土壤水砷及重金属的浓度变化 |
| 5.1.1 低水位(阶段Ⅰ)时的变化 |
| 5.1.2 高水位(阶段Ⅱ)时的变化 |
| 5.1.3 包气带/饱水带界面污染物运输通量估算 |
| 5.2 淋溶前后土壤砷及重金属赋存特征的变化 |
| 5.2.1 淋溶前后土壤砷及重金属赋存量的变化 |
| 5.2.2 淋溶前后土壤砷及重金属赋存形态的变化 |
| 5.3 PH对土壤砷及重金属迁移转化的影响 |
| 5.4 有机肥浸出液对砷及重金属迁移转化的影响 |
| 5.4.1 土壤水DOM荧光指数变化特征 |
| 5.4.2 土壤水DOM荧光组分识别与变化特征 |
| 5.4.3 土壤水DOM对砷及重金属迁移的影响 |
| 5.5 水位变化对砷及重金属迁移转化的影响 |
| 5.5.1 不同水位下土壤水DO含量变化 |
| 5.5.2 不同水位下土壤水砷及重金属含量变化 |
| 5.5.3 氧化还原条件改变对砷及重金属迁移的影响 |
| 5.6 微生物群落结构对砷及重金属迁移转化的影响 |
| 5.6.1 土壤微生物群落多样性特征 |
| 5.6.2 土壤微生物群落组成 |
| 5.6.3 不同淋溶土壤代表性优势菌属的影响分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 污灌土壤砷的反应运移模拟 |
| 6.1 吸附动力学特征 |
| 6.1.1 吸附动力学曲线 |
| 6.1.2 吸附动力学模型 |
| 6.2 等温吸附特征 |
| 6.3 土壤吸附AS的影响因素 |
| 6.3.1 pH对As吸附的影响 |
| 6.3.2 共存离子对As吸附的影响 |
| 6.4 基于表面络合作用的土壤AS反应运移模拟 |
| 6.4.1 土壤As的表面络合模型 |
| 6.4.2 土壤As的反应运移模拟 |
| 6.5 对浅层地下水AS分布的启示 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）基于PXRF技术的黑龙江阿城白岭铜锌多金属矿区砷元素污染评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.1.1 研究目的 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 PXRF研究现状 |
| 1.2.2 矿业活动引发的砷污染的研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 主要工作量 |
| 1.6 论文主要创新点 |
| 第2章 X射线荧光分析技术 |
| 2.1 XRF技术与设备简介 |
| 2.1.1 X射线荧光分析技术 |
| 2.1.2 便携式X射线荧光光谱仪 |
| 2.1.3 微区X射线荧光光谱仪 |
| 2.2 PXRF读数的影响因子及数据校正方法 |
| 2.2.1 基体效应 |
| 2.2.2 湿度效应 |
| 2.2.3 膜效应 |
| 2.2.4 测量时间 |
| 2.2.5 不平度效应 |
| 2.2.6 粒度效应 |
| 第3章 研究区概况 |
| 3.1 研究区范围及自然地理条件 |
| 3.2 研究区地质背景 |
| 3.2.1 区域成矿背景 |
| 3.2.2 矿床地质特征 |
| 第4章 基于PXRF技术评价矿区公路扬尘砷污染 |
| 4.1 工作区A的树桩横截面中元素的空间分布 |
| 4.1.1 PXRF对树桩横截面分析方法 |
| 4.1.2 树桩横截面各元素空间分布 |
| 4.1.3 树桩横截面As/Zn元素含量与距公路距离关系 |
| 4.2 树桩对应位置土壤中各元素的空间分布 |
| 4.2.1 PXRF对土壤分析方法 |
| 4.2.2 树桩对应位置土壤中各元素空间分布 |
| 4.2.3 树桩下方土壤中As/Zn元素含量与距公路距离关系分析 |
| 4.3 树桩垂直切面的微区X射线荧光光谱仪扫描 |
| 4.3.1 微区X荧光单点测试时间选定 |
| 4.3.2 树桩垂直切面中元素分布及X射线荧光光谱谱图分析 |
| 4.4 剖面验证 |
| 4.5 小结与讨论 |
| 第5章 矿区农田土壤砷污染评估 |
| 5.1 基于PXRF技术的农田土壤砷污染评估 |
| 5.1.1 工作区地理位置及工作方法 |
| 5.1.2 PXRF数据的质量控制及误差分析 |
| 5.1.3 基于实地/实验室PXRF数据的元素空间分布 |
| 5.1.4 剖面验证 |
| 5.2 土壤中砷元素形态分析 |
| 5.2.1 顺序提取法介绍 |
| 5.2.2 采样位置及样品描述 |
| 5.2.3 土壤样品中砷形态分析结果 |
| 5.3 小结与讨论 |
| 第6章 PXRF法评估矿区植物中砷元素富集水平 |
| 6.1 PXRF对有机质样品的分析方法 |
| 6.1.1 PXRF分析模式选取与实验室ICP方法介绍 |
| 6.1.2 有机质样品湿度、密度、厚度对PXRF读数的影响——建立PXRF法分析有机质样品的样品预处理流程 |
| 6.2 PXRF测量有机质样品数据的校正模型 |
| 6.2.1 建立有机质样品PXRF数据的线性回归校正模型 |
| 6.2.2 验证有机质样品PXRF数据的线性回归校正模型 |
| 6.3 基于PXRF方法分析矿区植物砷元素含量 |
| 6.3.1 样品采集与PXRF分析 |
| 6.3.2 PXRF分析结果与讨论 |
| 6.4 小结与讨论 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
四、Concentrative phenomenon of relative content ratios of Cu, Pb and Zn in soils（论文参考文献）
- [1]炼焦副产物重金属污染特征分析与厂区土壤重金属空间变异性及风险评价研究[D]. 李培瑞. 太原理工大学, 2021(01)
- [2]Pb和B[a]P对黑麦草耐性及矿质营养吸收特征的研究[D]. 宁婉彤. 辽宁大学, 2021(12)
- [3]钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究[D]. 王雅乐. 中国农业科学院, 2021
- [4]水稻种植对稻田水体及水稻土的影响研究 ——以乐东县利国镇为例[D]. 陈珂珂. 海南师范大学, 2021(12)
- [5]中水灌溉对坡地土壤质量的影响 ——以布尔台矿灌溉区为例[D]. 张丽星. 内蒙古师范大学, 2021(08)
- [6]苜蓿草重金属生态修复与厌氧发酵资源化利用研究[D]. 曹宇东. 华北电力大学(北京), 2021(01)
- [7]连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属积累及土壤微生物群落多样性的影响[D]. 邓继宝. 西南大学, 2021(01)
- [8]煤矸石协同植物对铜尾矿改良的效果与作用机制研究[D]. 储昭霞. 安徽理工大学, 2020
- [9]华北平原典型污灌区土壤砷及重金属迁移转化规律[D]. 魏亮. 中国地质大学(北京), 2020
- [10]基于PXRF技术的黑龙江阿城白岭铜锌多金属矿区砷元素污染评估[D]. 周树斌. 中国地质大学(北京), 2020(04)