一、農(nóng)產(chǎn)品對(duì)土壤中重金屬的富集能力研究（論文文獻(xiàn)綜述）
顧思婷[1]（2021）在《有機(jī)肥部分替代氮肥對(duì)土壤質(zhì)量、農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量及重金屬累積的影響研究》文中研究說(shuō)明為響應(yīng)化肥零增長(zhǎng)、減少環(huán)境污染、發(fā)展綠色可持續(xù)農(nóng)業(yè)的需求,有機(jī)肥替代氮肥施用工作正在全面推進(jìn)中,但由于所施用的土壤類(lèi)型及農(nóng)產(chǎn)品品種復(fù)雜多樣,要想精準(zhǔn)摸清不同土壤不同作物體系上有機(jī)肥替代氮肥安全施用的比例并非易事,同時(shí)有機(jī)肥部分替代氮肥長(zhǎng)期施用后對(duì)不同土壤質(zhì)量、環(huán)境容量及其上生長(zhǎng)的農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量和質(zhì)量安全等影響缺乏系統(tǒng)性研究。本文通過(guò)生菜種植體系下6種浙江省典型土壤類(lèi)型上進(jìn)行不同有機(jī)肥部分替代氮肥比例施用的盆栽試驗(yàn)以及洪積泥砂田土壤類(lèi)型上進(jìn)行不同有機(jī)肥部分替代氮肥比例施用的田間生菜種植驗(yàn)證試驗(yàn),最后從旱作體系到水田種植體系,進(jìn)行洪積泥砂田土壤類(lèi)型上為期2年（2019-2020）的不同有機(jī)肥部分替代氮肥比例施用對(duì)土壤-水稻系統(tǒng)影響的小區(qū)試驗(yàn)研究,探究不同有機(jī)肥部分替代氮肥比例施用對(duì)土壤質(zhì)量、其上生產(chǎn)的農(nóng)產(chǎn)品的產(chǎn)量及質(zhì)量安全等的影響,并聯(lián)合多元線性回歸和土壤重金屬靜態(tài)環(huán)境容量模型,分別提出了生菜和水稻種植體系的有機(jī)肥替代氮肥安全施用推薦比例及其土壤重金屬靜態(tài)環(huán)境容量。主要研究結(jié)果如下:（1）通過(guò)生菜種植體系下6種典型土壤類(lèi)型上進(jìn)行有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤質(zhì)量、生菜產(chǎn)量及重金屬累積影響的盆栽試驗(yàn),結(jié)果表明有機(jī)肥部分替代氮肥施用后土壤肥力顯著提升,土壤全氮（TN）和有機(jī)質(zhì)（SOM）含量增加明顯（除黃松土外）,生菜產(chǎn)量增加顯著（P<0.05）。有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)不同土壤及其上種植生菜的地上部重金屬累積的影響差異較大,增加了黃泥砂田、洪積泥砂田和青紫泥田的Cd含量,但未達(dá)顯著水平;顯著降低了黃松土Cd含量的同時(shí)顯著增加了其As含量（P<0.05）。淡涂粘田和洪積泥砂田種植的生菜地上部Cd含量顯著增加,而黃紅壤種植的生菜地上部Cd含量顯著降低（P<0.05）。從有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤質(zhì)量、生菜產(chǎn)量和生菜地上部分重金屬累積影響等方面綜合分析,推薦青紫泥田和黃紅壤安全替代施用比例為20%;黃松土的安全替代施用比例為30%;淡涂粘田的安全替代施用比例為40%。此外土壤重金屬環(huán)境容量隨著有機(jī)肥替代施用時(shí)間的增長(zhǎng)而降低。因此需要采取相應(yīng)的措施對(duì)有機(jī)肥替代施用進(jìn)行嚴(yán)格的時(shí)間管控,從而來(lái)保證土壤質(zhì)量和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全。（2）不同有機(jī)肥部分替代氮肥比例施用對(duì)土壤質(zhì)量、生菜產(chǎn)量及其重金屬累積影響的田間驗(yàn)證試驗(yàn)結(jié)果表明,有機(jī)肥部分替代氮肥施用提高了土壤p H值和有機(jī)質(zhì)含量（除M1處理）,但僅在40%替代比例時(shí)顯著提高其含量（P<0.05）,且各施肥處理均能使土壤EC值和全氮含量提高。有機(jī)肥部分替代氮肥施用生菜增產(chǎn)明顯,在有機(jī)肥替代比例為10%和40%時(shí)呈現(xiàn)顯著增產(chǎn)（P<0.05）。短期內(nèi)施用有機(jī)肥對(duì)土壤Cd和Cr的累積無(wú)明顯影響,而土壤As和Pb含量呈降低趨勢(shì)。有機(jī)肥部分替代氮肥施用顯著提高了生菜地上部As和Pb的含量,但未對(duì)其Cd和Cr含量產(chǎn)生顯著影響。有機(jī)肥部分替代氮肥短期施用后土壤細(xì)菌門(mén)水平下各物種相對(duì)豐度無(wú)顯著變化,環(huán)境因子中土壤As含量和土壤EC值分別與土壤放線菌門(mén)細(xì)菌的相對(duì)豐度呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P<0.01）和顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P<0.05）。其中M1、M3和M4處理使土壤細(xì)菌群落發(fā)生了改變。環(huán)境因子中,土壤EC值和土壤Pb含量是土壤細(xì)菌群落組成變化的主要驅(qū)動(dòng)因子,在有機(jī)肥部分替代氮肥施用中值得被關(guān)注。在大田種植環(huán)境下,洪積泥砂田有機(jī)肥部分替代氮肥的安全替代施用比例為40%,但由于洪積泥砂田本身存在一定的鎘污染,雖然短期內(nèi)有機(jī)肥施用未對(duì)土壤重金屬的累積和生菜質(zhì)量安全產(chǎn)生影響,但長(zhǎng)期有機(jī)肥替代施用的環(huán)境效應(yīng)不明確,有待于進(jìn)一步研究。（3）通過(guò)2年（2019-2020）的水田種植體系下有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤質(zhì)量、水稻產(chǎn)量及其重金屬累積影響的田間試驗(yàn)結(jié)果表明,2年試驗(yàn)后隨著有機(jī)肥部分替代氮肥施用比例的增加,土壤EC值顯著提升（P<0.05）,而土壤p H變化不顯著;有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤全氮、有機(jī)質(zhì)及土壤Cd、Cr和As的含量及水稻產(chǎn)量未有顯著影響。從有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤環(huán)境質(zhì)量、水稻產(chǎn)量和水稻籽粒重金屬累積的影響綜合分析來(lái)看,推薦種植秀水14、甬優(yōu)1540、嘉67和紹糯9714的有機(jī)肥部分替代氮肥安全施用比例分別為10%、20%、30%和30%。在進(jìn)行4個(gè)水稻品種的種植時(shí),甬優(yōu)1540的土壤Cr環(huán)境容量?jī)H為其他品種的1/2左右。因此在進(jìn)行甬優(yōu)1540水稻品種的種植時(shí)需要更加嚴(yán)格管控有機(jī)肥的施用量及其施用時(shí)間。
顧順斌[2]（2021）在《電子垃圾拆解周邊區(qū)域土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬污染特征、風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及安全利用研究》文中認(rèn)為近年來(lái),中國(guó)農(nóng)用地重金屬污染狀況隨著現(xiàn)代化進(jìn)程的加快而加劇。自2016年中國(guó)推出《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》（土十條）以來(lái),全國(guó)各地都積極開(kāi)展了耕地質(zhì)量調(diào)查與受污染耕地安全利用的工作。本研究選取浙江省某一具有長(zhǎng)期電子垃圾拆解歷史的區(qū)縣為研究區(qū)域,并以該區(qū)域中的土壤-蔬菜系統(tǒng)為研究對(duì)象,通過(guò)實(shí)地采樣、污染特征分析、風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及安全利用研究,分析并掌握了該區(qū)域的重金屬污染及空間分布特征,并針對(duì)具有較高食用風(fēng)險(xiǎn)的蔬菜進(jìn)行了安全利用研究,為受重金屬污染的農(nóng)用地提供了切實(shí)可行的安全生產(chǎn)方案。本研究取得的主要研究結(jié)果如下:1)研究區(qū)域土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬含量及空間分布特征。研究區(qū)域蔬菜地土壤具有一定程度的重金屬超標(biāo)情況,污染區(qū)域主要分布在FJ街道,XQ鎮(zhèn)和PJ鎮(zhèn),其中FJ街道重金屬超標(biāo)情況最為廣泛且嚴(yán)重。超標(biāo)元素主要為Cd、Cu和Zn。通過(guò)重金屬的來(lái)源分析,當(dāng)?shù)厝狈χ萍s的電子垃圾拆解工業(yè)是造成此三類(lèi)重金屬污染的主要源頭;同時(shí)結(jié)果表明,該區(qū)域部分蔬菜中重金屬含量超過(guò)了我國(guó)食品標(biāo)準(zhǔn)中的閾值。通過(guò)富集系數(shù)比較各類(lèi)蔬菜對(duì)于重金屬積累能力的差異,結(jié)果表明豇豆和包菜對(duì)重金屬的富集積累能力較弱,而生菜和茄子則較易吸收積累Cd、Pb等重金屬。2)研究區(qū)域重金屬污染程度及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。通過(guò)計(jì)算內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù),評(píng)估結(jié)果表明,當(dāng)?shù)厥卟送寥朗艿搅溯^為嚴(yán)重的以Cd,Cu和Zn為主的復(fù)合污染。潛在生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果顯示研究區(qū)域生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)遭受了輕微的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),主要污染元素為Cd。人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果表明,當(dāng)?shù)鼐用衩媾R一定程度的健康風(fēng)險(xiǎn),食用蔬菜是造成健康風(fēng)險(xiǎn)的主要途徑,Cd和Cr是威脅健康的主要風(fēng)險(xiǎn)元素,而生菜則具有最大的食用風(fēng)險(xiǎn),番薯次之。3)受污染耕地安全利用研究結(jié)果。本研究選取當(dāng)?shù)氐湫臀廴巨r(nóng)田土壤及具有最大食用風(fēng)險(xiǎn)的生菜進(jìn)行盆栽鈍化實(shí)驗(yàn)。結(jié)果表明,過(guò)磷酸鈣、熟石灰、石灰石、生物質(zhì)炭、海泡石及鈣鎂磷肥均能有效降低土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、Ni和Cr六種重金屬的有效性;有機(jī)緩釋肥雖然降低了土壤中Cd和Ni有效性,但同時(shí)增加了Pb、Cu、Zn和Cr的有效性。過(guò)磷酸鈣、石灰石、熟石灰、秸稈生物質(zhì)炭和海泡石處理能顯著降低生菜可食部分Cd,Cu,Ni,Pb和Zn含量,同時(shí)增加了生菜生物量;鈣鎂磷肥和有機(jī)緩釋肥不同程度地提高了生菜可食部分重金屬含量同時(shí)降低了其生物量。綜合考慮鈍化材料對(duì)土壤中重金屬的鈍化效果、對(duì)生菜中重金屬含量及長(zhǎng)勢(shì)的影響,施用2g/kg的熟石灰和石灰石具有最佳效果。
霍彥慧,王美娥,謝天,姜(王容),陳衛(wèi)平[3]（2021）在《典型礦冶區(qū)周邊農(nóng)業(yè)用地農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn)及影響因素》文中研究說(shuō)明土壤重金屬污染所引發(fā)的農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn)日趨嚴(yán)重.以湖南省某典型礦冶區(qū)周邊農(nóng)業(yè)用地為研究區(qū)域,通過(guò)分析土壤及農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量,揭示了研究區(qū)域農(nóng)業(yè)用地土壤重金屬污染特征及農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn),并應(yīng)用主成分分析及相關(guān)性分析手段探明了主要影響因素.結(jié)果表明,研究區(qū)土壤主要重金屬污染物為Cd、Cu、Pb和Zn,平均含量分別為9.12、358、303和185mg·kg-1,p H值范圍為4.67～7.22,嚴(yán)格管控類(lèi)別占比達(dá)100%;同種農(nóng)產(chǎn)品對(duì)不同重金屬元素的富集情況不同,重金屬含量總體表現(xiàn)為:Zn> Cu> Pb> Cd,富集系數(shù)（BCF）值為:Cd> Zn> Cu> Pb,其中農(nóng)產(chǎn)品Pb和Cd超標(biāo)現(xiàn)象較為嚴(yán)重,超標(biāo)率分別達(dá)78%和41%,具有較高的食用安全風(fēng)險(xiǎn);不同種類(lèi)農(nóng)產(chǎn)品對(duì)同一種金屬元素富集情況總體表現(xiàn)為葉菜類(lèi)高于薯類(lèi)和茄果類(lèi);農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量可以由2個(gè)主成分反映,主成分1方差貢獻(xiàn)率高達(dá)88.0%,主要受土壤重金屬影響（P <0.01）;富集特征除受農(nóng)產(chǎn)品種類(lèi)影響外,還可由土壤p H值、陽(yáng)離子交換量（CEC）和有機(jī)質(zhì)（SOM）含量進(jìn)行調(diào)控（r為-0.407～-0.641,P<0.05）.結(jié)果表明,研究區(qū)農(nóng)業(yè)用地土壤和農(nóng)產(chǎn)品均存在多種重金屬?gòu)?fù)合污染,農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn)較高,須規(guī)避農(nóng)作物種植,對(duì)污染土壤采取一定的修復(fù)管控措施以降低相應(yīng)風(fēng)險(xiǎn).
張龍[4]（2021）在《錫礦山周邊土壤、農(nóng)產(chǎn)品銻污染狀況及銻污染土壤植物修復(fù)探索》文中認(rèn)為為了解銻礦區(qū)周邊土壤與農(nóng)產(chǎn)品銻（Sb）含量特征和污染狀況,并且為銻污染土壤修復(fù)治理提供理論依據(jù)。以湖南錫礦山銻礦區(qū)為研究區(qū),采集礦區(qū)周邊不同區(qū)域耕地土壤以及相應(yīng)農(nóng)產(chǎn)品,共計(jì)193對(duì),通過(guò)分析土壤銻量和基本理化性質(zhì)以及農(nóng)產(chǎn)品銻含量,研究銻在土壤-農(nóng)產(chǎn)品系統(tǒng)中遷移和轉(zhuǎn)換特征及評(píng)價(jià)土壤、農(nóng)產(chǎn)品銻污染情況。并采用課題組前期發(fā)現(xiàn)的銻富集植物,結(jié)合篩選出的土壤銻活化劑,通過(guò)盆栽實(shí)驗(yàn)研究?jī)煞N銻富集植物對(duì)土壤銻的吸收積累效果。主要結(jié)果如下:（1）研究區(qū)耕地土壤銻全量范圍在39.56～8671.83mg/kg,土壤有效態(tài)銻含量范圍在0.24～342.63mg/kg,占土壤銻全量?jī)H有0.77%～1.97%。其中礦場(chǎng)北區(qū)、礦場(chǎng)中心區(qū)、礦場(chǎng)南區(qū)、鄉(xiāng)鎮(zhèn)中心區(qū)和城鄉(xiāng)交接區(qū)農(nóng)田土壤銻含量分別為151.7±2.42、1470±2.86、884.1±2.63、192.0±2.26和179.2±2.62mg/kg,分別超出世界衛(wèi)生組織（WHO）規(guī)定的農(nóng)田土壤中銻的最大允許濃度（31mg/kg）4.21、40.82、24.56、5.33、4.97倍,各區(qū)域耕地土壤受銻污染嚴(yán)重。（2）以香港公眾健康與市政報(bào)務(wù)條例（PHM-SO）標(biāo)準(zhǔn)（食品銻限量值為1mg/kg）為參考標(biāo)準(zhǔn),研究區(qū)農(nóng)產(chǎn)品根莖類(lèi)蔬菜、蔥蒜類(lèi)蔬菜和葉菜類(lèi)蔬菜樣品超標(biāo)率分別達(dá)到了100%、100%和88.9%;其次是豆類(lèi)蔬菜和茄果類(lèi)蔬菜,超標(biāo)率分別為62.50%和34.78%;瓜果類(lèi)蔬菜和玉米（谷類(lèi)）超標(biāo)率分別為5.26%和2.17%。各類(lèi)型農(nóng)產(chǎn)品的銻富集系數(shù)均低于0.1,其中蔥蒜類(lèi)、根莖類(lèi)和葉菜類(lèi)蔬菜對(duì)銻的富集系數(shù)要明顯高于豆類(lèi)、瓜果類(lèi)、茄果類(lèi)蔬菜和玉米（谷類(lèi)）。（3）盆栽實(shí)驗(yàn)得出攀倒甑（Patrinia villosa）富集系數(shù)最高為0.027,轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)高為0.79;大狼杷草（Bidens frondosa）富集系數(shù)最高為0.025,轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高為0.60,兩種植物不具有銻富集特性,與前期野外調(diào)查結(jié)果差距較大。（4）土壤銻活化模擬實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明:不同濃度檸檬酸、氨基三乙酸、磷酸二氫鈉、硅酸鈉和碳酸鈉對(duì)三種土壤銻均有不同程度的活化效果,在前15天活化效果較為明顯,隨著時(shí)間的變化,活化率隨之降低,說(shuō)明活化效果不具有長(zhǎng)效性。土壤Ⅰ在0.5%磷酸二氫鈉、0.2%硅酸鈉和1%碳酸鈉處理后活化率最高比原土壤提高了217%、203%和211%;土壤Ⅱ在0.2%檸檬酸和1%碳酸鈉處理后活化率最高比原土壤提高了277%和233%;土壤Ⅲ在不同濃度活化劑處理后銻活化率提升效果不明顯。氨基三乙酸對(duì)三種土壤銻活化效果不明顯。（5）活化劑聯(lián)合兩種植物盆栽實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明:不同活化劑均可不同程度上促進(jìn)攀倒甑和大狼杷草地上部對(duì)銻的積累吸收,其中檸檬酸、碳酸鈉、硅酸鈉處理后攀倒甑地上部銻含量最高比對(duì)照組分別提高了79.1%、85.3%和94.0%,碳酸鈉、硅酸鈉處理后攀倒甑富集系數(shù)最高比對(duì)照組分別提高了107%和91.2%,碳酸鈉和硅酸鈉處理后攀倒甑轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高比對(duì)照組分別提高了186%和94.7%;硅酸鈉和磷酸二氫鈉處理后大狼杷草地上部銻含量最高比對(duì)照組提高了96.0%和77.8%,硅酸鈉和磷酸二氫鈉處理后大狼杷草富集系數(shù)最高比對(duì)照組提高了108%和88.8%,碳酸鈉和磷酸二氫鈉處理后大狼杷草轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高比對(duì)照組提高了109%和83.2%。
郭敬陽(yáng)[5]（2020）在《沼肥/鈍化劑對(duì)土壤及菠菜中重金屬鎘/鉻的影響研究》文中認(rèn)為土壤重金屬污染已威脅到人類(lèi)的健康和生命安全,而重金屬的危害與其賦存形態(tài)密切相關(guān)。沼肥作為重要的有機(jī)肥,如何科學(xué)施用對(duì)提高農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量和產(chǎn)量、減少重金屬污染至關(guān)重要。本文以菠菜為種植作物,通過(guò)盆栽試驗(yàn),研究施加沼肥及不同種類(lèi)的鈍化劑（沸石、赤泥、鈣鎂磷肥）對(duì)土壤重金屬Cd、Cr的影響。利用BCR連續(xù)提取法分析重金屬形態(tài),對(duì)重金屬各形態(tài)含量和分配率的變化、鈍化效果及土壤污染指數(shù)進(jìn)行分析;通過(guò)檢測(cè)菠菜中根、莖、葉中重金屬含量,計(jì)算了生物富集系數(shù),分析了土壤可交換態(tài)和有效態(tài)含量與菠菜中重金屬含量的相關(guān)性;分別用蒸餾水、KCl、Na4P2O7、Na OH、HNO3消煮分級(jí)提取法對(duì)土壤中重金屬形態(tài)變化與腐殖質(zhì)的相互作用進(jìn)行分析,并采用傅立葉變換紅外光譜及二維相關(guān)光譜對(duì)試驗(yàn)前后土壤的光譜特性進(jìn)行分析,闡明土壤中重金屬Cd、Cr與有機(jī)質(zhì)的結(jié)合機(jī)制,為降低土壤中重金屬Cd、Cr生物有效性、為沼渣沼液的合理利用及土壤重金屬污染治理提供一定的科學(xué)數(shù)據(jù)。主要結(jié)論如下:（1）土壤中施加沼肥或沼肥+鈍化劑,重金屬Cd、Cr的可交換態(tài)含量及其分配率均較試驗(yàn)前的降低,而殘?jiān)鼞B(tài)含量及其分配率均增加,Cd、Cr可交換態(tài)和有效態(tài)鈍化效果均提高,污染指數(shù)均降低;方差分析結(jié)果表明,施加沼肥或沼肥+鈍化劑對(duì)重金屬Cd、Cr可交換態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)的含量、分配率及其可交換態(tài)及有效態(tài)鈍化效果均有顯著影響（P<0.05）。（2）施用沼肥或沼肥+鈍化劑,菠菜及其莖葉部位中重金屬Cd、Cr含量和生物富集系數(shù)均降低,根莖葉中重金屬Cd、Cr含量和生物富集系數(shù)大小順序均為根>莖>葉;方差分析結(jié)果表明,施加沼肥或沼肥+鈍化劑對(duì)菠菜及其莖葉部位重金屬Cd、Cr含量和生物富集系數(shù)均有顯著影響（P<0.05）;菠菜中重金屬Cd、Cr含量與土壤重金屬Cd、Cr有效態(tài)含量及可交換態(tài)含量的相關(guān)性均為顯著正線性相關(guān)。（3）施加沼肥或沼肥+鈍化劑,土壤重金屬Cd主要以有機(jī)絡(luò)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)為主,Cr主要以殘?jiān)鼞B(tài)為主,有機(jī)結(jié)合態(tài)和有機(jī)絡(luò)合態(tài)次之。土壤中水溶態(tài)、可交換態(tài)Cd、Cr在試驗(yàn)后比例均降低,殘?jiān)鼞B(tài)在試驗(yàn)后比例升高。重金屬Cd、Cr試驗(yàn)前土壤主要與富里酸（FA）結(jié)合,試驗(yàn)后各處理與胡敏酸（HA）結(jié)合的重金屬Cd、Cr的比例呈現(xiàn)遞增趨勢(shì);方差分析結(jié)果表明,施加沼肥或沼肥+鈍化劑對(duì)土壤中重金屬Cd、Cr的水溶態(tài)、可交換態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)和HA-Cd、HA-Cr比例均有顯著影響（P<0.05）。（4）采用傅里葉變換紅外光譜及二維相關(guān)紅外光譜對(duì)種植前后土壤的光譜特征進(jìn)行了分析,試驗(yàn)前后土壤的紅外光譜具有相似的光譜特征,僅在相對(duì)強(qiáng)度上存在一定的差異。土壤中酰胺化合物、碳水化合物、蛋白質(zhì)、糖類(lèi)等有機(jī)物含量減少,芳香族等腐殖質(zhì)含量增加。通過(guò)吸收峰強(qiáng)度分析結(jié)果可知:施加沼肥+鈣鎂磷肥處理土壤腐殖化程度最高。在1800cm-1～900cm-1波數(shù)范圍內(nèi)的二維相關(guān)紅外光譜顯示,土壤中蛋白質(zhì)類(lèi)物質(zhì)和芳香環(huán)類(lèi)物質(zhì)和多糖類(lèi)物質(zhì)過(guò)程中均存在協(xié)同作用,但不同處理表現(xiàn)出其它不同的協(xié)同作用,施加沼肥或沼肥+鈍化劑有利于增強(qiáng)土壤的腐殖化程度,施加沼肥+鈣鎂磷肥處理效果更加明顯。
彭敏[6]（2020）在《西南典型地質(zhì)高背景區(qū)土壤-作物系統(tǒng)重金屬遷移富集特征與控制因素》文中研究說(shuō)明西南地區(qū)是我國(guó)最大的重金屬地質(zhì)高背景區(qū),已有調(diào)查顯示,區(qū)內(nèi)土壤重金屬點(diǎn)位超標(biāo)率相對(duì)較高,可能具有較高的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。然而,土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)與其成因來(lái)源密切相關(guān),地質(zhì)成因的重金屬通常具有較低的生物有效性和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。目前針對(duì)西南地質(zhì)高背景區(qū)土壤重金屬污染的系統(tǒng)性研究相對(duì)較少,導(dǎo)致區(qū)內(nèi)不同地質(zhì)成因的土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)不清、控制因素不明,不利于土地資源合理利用和農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)。為查明西南地質(zhì)高背景區(qū)土壤-作物系統(tǒng)重金屬遷移富集特征、存在形態(tài)、生物有效性及控制因素,本研究以廣西橫縣碳酸鹽巖區(qū)和云南昭通峨眉山玄武巖區(qū)的巖石、土壤垂向剖面、根系土壤和農(nóng)作物為研究對(duì)象,在分析土壤、巖石、農(nóng)作物樣品重金屬全量的基礎(chǔ)上,開(kāi)展了土壤樣品重金屬存在形態(tài)（七步）、Ca Cl2可提取態(tài)以及p H、有機(jī)質(zhì)、質(zhì)地、礦物組成等理化性質(zhì)測(cè)試,利用多元統(tǒng)計(jì)分析手段,獲得主要認(rèn)識(shí)如下:1.橫縣碳酸鹽巖區(qū)土壤重金屬含量均顯著高于成土母巖,指示其在風(fēng)化成土過(guò)程中經(jīng)歷了強(qiáng)烈的次生富集作用;昭通玄武巖區(qū)土壤Cu、Ni、Zn、Co、V含量與成土母巖相近,具有典型的母巖繼承性;而Cd、Cr、Hg含量則顯著高于母巖,指示可能來(lái)源于風(fēng)化成土過(guò)程中的次生富集。2.橫縣碳酸鹽巖區(qū)土壤重金屬在成土風(fēng)化過(guò)程中隨著Si、K、Na的流失而持續(xù)地相對(duì)殘留富集,區(qū)內(nèi)廣泛發(fā)育的鐵錳結(jié)核可能是其主要載體;昭通玄武巖區(qū)土壤中的Cu、Ni、Zn、Co、V可能主要與鐵錳氧化物結(jié)合,As、Hg、Pb傾向于在硫化物相中富集,而Cd則可能主要與磷酸鹽相結(jié)合。3.橫縣碳酸鹽巖區(qū)和昭通玄武巖區(qū)兩種不同類(lèi)型的地質(zhì)高背景區(qū)均具有土壤重金屬含量高、生物有效性低、作物超標(biāo)率低的典型特點(diǎn)。4.橫縣碳酸鹽巖區(qū)和昭通玄武巖區(qū)作物籽實(shí)重金屬生物富集系數(shù)均顯著低于全國(guó)其他非地質(zhì)高背景區(qū)和人為污染區(qū),不同地區(qū)、不同重金屬的生物富集系數(shù)影響因素各不相同,表明重金屬在土壤-作物系統(tǒng)中的遷移富集過(guò)程受元素化學(xué)性質(zhì)、土壤理化性質(zhì)及植物生物作用等因素的綜合影響。5.逐步回歸分析結(jié)果顯示,土壤風(fēng)化程度和Si、Al、Fe、K等主量元素含量是影響橫縣碳酸鹽巖區(qū)土壤重金屬生物有效性的控制因素;而土壤重金屬全量是影響昭通玄武巖區(qū)Cu、Hg、Zn生物有效性的控制因素。6.建立了具有較高預(yù)測(cè)精度（決定系數(shù)R2>0.5）和顯著統(tǒng)計(jì)學(xué)意義（P<0.01）的橫縣碳酸鹽巖區(qū)As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Zn和昭通玄武巖區(qū)Cu、Hg、Zn生物富集系數(shù)的預(yù)測(cè)方程。
李傳章[7]（2020）在《微生物在重金屬?gòu)?fù)合污染耕地土壤的變化特征及驅(qū)動(dòng)機(jī)制研究》文中研究說(shuō)明由于工業(yè)化、城鎮(zhèn)化的快速發(fā)展,土壤重金屬污染已成為我國(guó)重要環(huán)境問(wèn)題,嚴(yán)重威脅著土壤生產(chǎn)力、農(nóng)產(chǎn)品安全以及人體健康。微生物作為土壤生態(tài)系統(tǒng)中最活躍、最敏感的指標(biāo),在促進(jìn)土壤質(zhì)量和植物健康方面發(fā)揮著重要的作用。一旦土壤受到重金屬污染,不僅會(huì)導(dǎo)致微生物群落結(jié)構(gòu)的變化,還會(huì)影響到土壤生態(tài)系統(tǒng)的功能多樣性和多種生物化學(xué)過(guò)程。為了更好地了解土壤健康狀況以及重金屬污染與微生物群落間的相互關(guān)系,本研究以廣西大廠礦區(qū)下游典型重金屬?gòu)?fù)合污染耕地為研究對(duì)象,采用高通量測(cè)序技術(shù),分析微生物多樣性、群落結(jié)構(gòu)組成及功能,闡明微生物與重金屬的相互作用及機(jī)理,為污染耕地土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)和修復(fù)提供依據(jù)。（1）研究區(qū)主要受到了Sb、Cd、As、Zn、Pb五種重金屬污染元素的復(fù)合污染,其平均含量分別為451.09、7.77、247.96、1182.41、954.35 mg·kg-1,分別有100%、100%、97.5%、80%、75%的點(diǎn)位超過(guò)了我國(guó)農(nóng)用地土壤管控標(biāo)準(zhǔn)中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值。潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果表明研究區(qū)耕地土壤總體呈極強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),其中Sb和Cd對(duì)其貢獻(xiàn)率最高,分別為71.52%、23.02%。從空間分布來(lái)看,Cd、Zn含量空間分布一致,在西北部和中部有兩個(gè)明顯的高值區(qū);而As、Sb、Pb含量空間分布一致,自西南向東北降低。從土地利用類(lèi)型來(lái)看,重金屬As、Pb、Sb含量均表現(xiàn)為旱地大于水田,分別是水田的1.47、2.03、1.88倍;而Zn、Cd含量均表現(xiàn)為水田大于旱地,分別是旱地的1.32、1.13倍。源解析表明重金屬Sb、Pb、As污染主要來(lái)源于人類(lèi)礦業(yè)活動(dòng)的輸入,而Cd、Zn污染是人類(lèi)礦業(yè)活動(dòng)輸入和自然因素綜合作用的結(jié)果。土壤重金屬污染的同時(shí),也帶來(lái)土壤的酸污染,從而導(dǎo)致土壤重金屬有效態(tài)含量變異增強(qiáng)。Cd、Pb、Zn三種有效態(tài)重金屬的變異程度與對(duì)應(yīng)的全量相比,均表現(xiàn)為明顯增大。無(wú)論水田還是旱地,有效態(tài)Cd、Pb、Zn含量均與重金屬As、Sb、Pb全量以及pH呈顯著相關(guān)性,其空間分布格局相似。有效態(tài)Zn、Cd、Pb含量在旱地土壤中的平均含量明顯高于水田,分別為水田的3.75、1.96、4.25倍;而有效態(tài)Sb含量表現(xiàn)為水田大于旱地。（2）重金屬?gòu)?fù)合污染水田土壤中,細(xì)菌群落的優(yōu)勢(shì)門(mén)為變形菌門(mén)（Proteobacteria）、綠彎菌門(mén)（Chloroflexi）、酸桿菌門(mén)（Acidobacteria）和放線菌門(mén)（Actinobacteria）,平均豐度之和為80.73%;未定名酸桿菌綱（norank＿c＿Acidobacteria）、厭氧繩菌目（Anaerolineales）和根瘤菌目（Rhizobiales）為優(yōu)勢(shì)菌目,平均豐度分別為10.38%、10.09%和5.00%。真菌群落中,子囊菌門(mén)（Ascomycota）是絕對(duì)的優(yōu)勢(shì)門(mén),平均豐度為77.20%;群落優(yōu)勢(shì)目為肉座菌目（Hypocreales）、糞殼菌目（Sordariales）、未分類(lèi)真菌（unclassified＿k＿Fungi）和未分類(lèi)子囊菌門(mén)（unclassified＿p＿Ascomycota）,平均豐度分別為31.48%、12.91%、10.71%和10.04%。重金屬As、Sb、Pb以及有效態(tài)Cd、Zn污染對(duì)水田微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性影響較大,而細(xì)菌綠彎菌目（Chloroflexales）、芽單胞菌目（Gemmatimonadales）、粘球菌目（Myxococcales）、索利氏菌目（Solibacterales）、Subgroup＿7以及真菌傘菌目（Agaricales）對(duì)其有較強(qiáng)的耐性。細(xì)菌酸微菌目（Acidimicrobiales）、蓋勒氏菌目（Gaiellales）、norank＿c＿S085、土壤紅桿菌目（Solirubrobacterales）可能減少稻米中Cd的富集,而芽單胞菌目、粘球菌目、索利氏菌目以及真菌隱真菌門(mén)（Rozellomycota）可降低稻米As的富集。（3）重金屬?gòu)?fù)合污染旱地土壤中,變形菌門(mén)、綠彎菌門(mén)、酸桿菌門(mén)和放線菌門(mén)也是最優(yōu)勢(shì)的細(xì)菌門(mén),平均豐度之和為76.78%;優(yōu)勢(shì)菌目為未定名酸桿菌綱、根瘤菌目、芽孢桿菌目（Bacillales）、厭氧繩菌目,平均豐度分別為9.09%、6.84%、5.75%和5.19%。真菌群落中,子囊菌門(mén)的平均豐度最高,為63.35%;肉座菌目、被孢菌目（Mortierellales）為優(yōu)勢(shì)真菌目,平均豐度分別為29.81%和18.68%。重金屬有效態(tài)Cd、Pb、Zn對(duì)旱地微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性影響較大,而細(xì)菌酸桿菌目（Acidobacteriales）、芽單胞菌目、JG30-KF-AS9、纖線桿菌目（Ktedonobacterales）、粘球菌目、浮霉菌目（Planctomycetales）、索利氏菌目、Subgroup＿7以及真菌銀耳目（Tremellales）對(duì)其有較強(qiáng)的耐性。pH和有機(jī)質(zhì)等理化性質(zhì)在調(diào)節(jié)微生物對(duì)重金屬污染的適應(yīng)中發(fā)揮重要作用。（4）水田和旱地中的微生物多樣性和群落結(jié)構(gòu)均存在顯著差異。旱地和水田共有的細(xì)菌OTU數(shù)目占比82.19%,而真菌僅47.65%。細(xì)菌厭氧繩菌目、粘球菌目、norank＿c＿KD4＿96、norank＿c＿SBR2076、43F-1404R、除硫單胞菌目（Desulfuromonadales）、酸性鐵菌目（Acidiferrobacterales）、norank＿c＿Subgroup＿7以及真菌未分類(lèi)子囊菌門(mén)、未分類(lèi)糞殼菌目、未分類(lèi)傘菌綱和傘菌目等在水田土壤中明顯富集。而細(xì)菌芽孢桿菌目、根瘤菌目、紅螺菌目（Rhodospirillales）、微單胞菌目（Micromonosporales）、硫還原菌目（Desulfurellales）以及真菌被孢霉目（Mortierellales）、銀耳目、炭角菌目（Xylariales）和未分類(lèi)座囊菌綱（unclassified＿c＿Dothideomycetes）等在旱地土壤中明顯富集。（5）重金屬?gòu)?fù)合污染耕地土壤共發(fā)現(xiàn)來(lái)自6類(lèi)代謝通路的41個(gè)子功能類(lèi)群,碳水化合物代謝（Carbohydrate metabolism）、氨基酸代謝（Amino acid metabolism）、膜運(yùn)輸（membrane transport）是細(xì)菌群落中主要的代謝功能。重金屬污染是驅(qū)動(dòng)細(xì)菌代謝功能變化的主要因子,旱地土壤細(xì)菌的重金屬抗性功能為多糖的生物合成和代謝（Glycan biosynthesis and metabolism）、細(xì)胞的運(yùn)動(dòng)性（Cell motility）和次級(jí)代謝物的生物合成（Biosynthesis of other secondary metabolites）,其與大多數(shù)重金屬指標(biāo)呈顯著正相關(guān);而Cd、Zn是影響水田土壤細(xì)菌代謝功能的主要元素,其主要抗性功能為氨基酸代謝（Amino acid metabolism）、外源性生物降解與代謝（Xenobiotics biodegradation and metabolism）、類(lèi)脂物代謝（Lipid metabolism）和次生代謝物的生物合成（Biosynthesis of other secondary metabolites）。重金屬?gòu)?fù)合污染耕地土壤真菌群落可歸類(lèi)于8個(gè)生態(tài)功能群,其在旱地和水田土壤中的平均豐度差異較大,旱地土壤中真菌未定義（Unassigned）生態(tài)功能群的占比為19.83%,而水田土壤中達(dá)42.82%。旱地土壤真菌優(yōu)勢(shì)生態(tài)功能群為腐生菌群（Saprotroph 27.65%）、病理寄生-腐生-共生菌群（Pathotroph-Saprotroph-Symbiotroph 26.83%）、病理寄生-共生菌群（Pathotroph-Symbiotroph 17.65%）;而水田土壤中真菌優(yōu)勢(shì)生態(tài)功能為腐生菌群（29.46%）和病理寄生-腐生-共生菌群（18.21%）。旱地和水田中各生態(tài)功能群變異程度均較大,且各生態(tài)功能群對(duì)土壤環(huán)境因子響應(yīng)不同,土壤理化性質(zhì)的影響大于重金屬。水田病理寄生-腐生-共生菌群對(duì)重金屬Cd和Zn有較強(qiáng)耐性;而旱地共生菌群與重金屬有效態(tài)含量呈顯著正相關(guān)。
韓瑜[8]（2020）在《廣州土壤-作物體系中鎘的富集遷移及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估》文中研究說(shuō)明以廣州市為主要研究區(qū)域,主要從土壤-作物體系（葉菜蔬菜、水稻）鎘（Cd）的含量情況著手,利用單因子評(píng)價(jià)法、表面土壤重金屬活性評(píng)價(jià)法、農(nóng)產(chǎn)品安全性評(píng)價(jià)法,評(píng)價(jià)Cd在土壤-作物（葉菜蔬菜、水稻）中的污染情況,探索土壤-作物體系Cd的相關(guān)性以及富集遷移的規(guī)律,建立富集模型。最后,運(yùn)用靶標(biāo)危害系數(shù)法來(lái)評(píng)價(jià)研究區(qū)域居民通過(guò)食用葉菜蔬菜和稻米攝入Cd的健康風(fēng)險(xiǎn)。由于廣州市最常食用的主食包括大米、腸粉、河粉等均是稻米制品,菜心、生菜等又是廣州市餐飲習(xí)慣中最常出現(xiàn)的蔬菜品種之二,并且在眾多研究中發(fā)現(xiàn)葉菜類(lèi)是蔬菜中重金屬富集濃度最高的品種。因此,選擇水稻和菜心、生菜作為研究目標(biāo)具有較好的典型性。經(jīng)過(guò)分析研究,得到以下主要結(jié)論:1.Cd在采樣研究區(qū)域耕地土壤中有一定的積累,Cd含量均超過(guò)了廣東省土壤Cd的背景值。針對(duì)采樣區(qū)域土壤-作物體系進(jìn)行Cd污染評(píng)價(jià)發(fā)現(xiàn),菜地土壤中59.259%處于優(yōu)先保護(hù)類(lèi)Ⅰ1,29.630%處于優(yōu)先保護(hù)類(lèi)Ⅰ2;水稻土壤中76.923%處于優(yōu)先保護(hù)類(lèi)Ⅰ1,23.077%處于優(yōu)先保護(hù)類(lèi)Ⅰ2,即這些耕地土壤的鎘污染風(fēng)險(xiǎn)較低,可忽略。另菜地土壤中11.111%處于安全利用類(lèi)Ⅱ1,即該類(lèi)耕地土壤有一定的鎘污染,但風(fēng)險(xiǎn)可控。農(nóng)作物中,92.308%的稻米和88.889%的葉菜蔬菜Cd含量均未超國(guó)家食品安全Cd的限量值,即采樣的農(nóng)作物Cd污染風(fēng)險(xiǎn)較低。2.研究作物以及作物不同器官對(duì)土壤Cd的富集特點(diǎn)表現(xiàn)出一定的差異性和一致性:可食用部分中葉菜蔬菜對(duì)土壤Cd的富集能力強(qiáng)于稻米,水稻中則稻根對(duì)土壤Cd富集能力強(qiáng)于其他器官,但所有作物均對(duì)土壤氯化鈣（Ca Cl2）提取態(tài)Cd富集能力最強(qiáng),對(duì)總量Cd富集能力最弱。由此可以看出,Ca Cl2溶液能提取出土壤中最容易被作物富集的形態(tài)的Cd,總量Cd對(duì)于作物富集Cd的影響較小。同時(shí),土壤Cd最容易在水稻根部富集,少量向上部遷移。構(gòu)建土壤-作物體系中Cd的富集模型時(shí)發(fā)現(xiàn):土壤-蔬菜體系Cd的富集模型擬合中土壤酸堿度（p H）對(duì)擬合系數(shù)的提高有較明顯影響,土壤-水稻體系Cd的富集模型擬合中土壤p H、土壤有機(jī)碳含量（TOC）、土壤陽(yáng)離子交換量（CEC）以及土壤顆粒含量均對(duì)擬合系數(shù)有逐步的提升,表明土壤理化性質(zhì)對(duì)于土壤-作物體系中Cd的富集遷移有較明顯的影響。3.成人和兒童經(jīng)口攝入葉菜蔬菜和稻米Cd的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中,成人的靶標(biāo)危害系數(shù)（THQ,Target hazard quotients）值為T(mén)HQveg-Cd=0.689、THQrice-Cd=0.199,兒童靶標(biāo)危害系數(shù)值THQveg-Cd=1.507、THQrice-Cd=0.358。其中,兒童的THQ值均大于成人,說(shuō)明兒童通過(guò)食用采集樣品區(qū)域的葉菜蔬菜或稻米攝入Cd后可能造成的潛在非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)較成人更大;兒童的THQveg-Cd>1,說(shuō)明兒童通過(guò)食用采集樣品區(qū)域的葉菜蔬菜攝入Cd可能存在潛在的非致癌健康風(fēng)險(xiǎn),長(zhǎng)期食用可能對(duì)身體造成危害,應(yīng)予以關(guān)注。
賈中民[9]（2020）在《渝西北土壤重金屬污染特征、源解析與生態(tài)健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)》文中研究指明土壤重金屬污染關(guān)系生態(tài)系統(tǒng)健康和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全,進(jìn)而影響人體健康,受到國(guó)內(nèi)外的廣泛關(guān)注。有研究深入分析了城市和農(nóng)業(yè)土壤重金屬污染特征,并評(píng)價(jià)了土壤重金屬污染的生態(tài)健康風(fēng)險(xiǎn),有利于土壤環(huán)境質(zhì)量的提高和人居環(huán)境的改善。然而重慶市作為四大直轄市之一,其城鎮(zhèn)快速發(fā)展區(qū)土壤與農(nóng)作物重金屬污染水平、生態(tài)環(huán)境和健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的系統(tǒng)研究相對(duì)有限。重慶市西北部的潼南區(qū)、合川區(qū)、銅梁區(qū)和大足區(qū)是建設(shè)主城菜籃子基地、實(shí)現(xiàn)重慶市農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化的重要區(qū)域之一,城郊特色效益農(nóng)業(yè)潛力巨大,為重慶市民提供了大量的糧油、生豬、水產(chǎn)、蔬菜等主要農(nóng)產(chǎn)品的供給保障,開(kāi)展該區(qū)域土壤重金屬的系統(tǒng)研究十分必要。為更好地了解渝西北地區(qū)（潼南區(qū)、合川區(qū)、銅梁區(qū)和大足區(qū)）土壤重金屬生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)及農(nóng)產(chǎn)品對(duì)人體健康的影響,在4個(gè)區(qū)高密度采集了土壤樣品1695件,采集水稻籽實(shí)101件、玉米籽實(shí)139件和葉類(lèi)蔬菜88件,以及各類(lèi)作物相同數(shù)量的根系土,按照相關(guān)規(guī)范要求,分析測(cè)試各類(lèi)樣品8種重金屬元素含量、部分土壤樣品重金屬7步形態(tài)和其他相關(guān)理化指標(biāo)。在此基礎(chǔ)上,采用地統(tǒng)計(jì)學(xué)理論、GIS技術(shù)、多元回歸分析、污染評(píng)價(jià)與源解析及生態(tài)健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)等多種方法,系統(tǒng)研究了以下幾個(gè)問(wèn)題:（1）研究區(qū)土壤重金屬含量水平及空間分布特征;（2）土壤重金屬污染種類(lèi)、程度及范圍,查明重金屬污染的主要來(lái)源及其貢獻(xiàn)率;（3）土壤—作物系統(tǒng)重金屬元素遷移累積特征及其安全性,并構(gòu)建農(nóng)作物超標(biāo)重金屬含量吸收模型;（4）表層土壤與農(nóng)作物重金屬元素的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)和健康風(fēng)險(xiǎn)水平。以期為當(dāng)?shù)赝寥牢廴痉乐?、農(nóng)作物安全性及生態(tài)環(huán)境與人體健康風(fēng)險(xiǎn)管理等提供理論依據(jù)。主要結(jié)論如下:1.渝西北表層土壤As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn平均含量分別為6.21、0.33、75.49、6.99、0.077、27.9、35.24和87.91 mg·kg-1。除Cr元素含量略低于背景值外,As、Cd、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn元素平均值均超過(guò)背景值,7種重金屬元素在表層土壤不同程度累積,Cd元素是背景值的3.01倍,累積效應(yīng)最大,其余6種元素是背景值的1.07～1.28倍。2.空間變異分析結(jié)果表明Cd、Pb元素?cái)M合為線性模型,As、Ni元素?cái)M合為球狀模型,其余元素理論模型擬合為指數(shù)模型。8種元素的塊基比[C0/（C0+C）]介于0.40～0.71之間,屬于中等程度空間自相關(guān)關(guān)系,說(shuō)明它們的空間變異受到結(jié)構(gòu)性因素和隨機(jī)性因素的共同影響?？死锔癫逯到Y(jié)果顯示,研究區(qū)除Hg在東部含量較高外,Zn、Cd、Pb、As、Ni、Cu和Cr 7種元素在研究區(qū)西部含量較高,且元素含量空間分布與地層界線基本耦合,但Cd和Pb存在局部的高值區(qū),表明研究區(qū)土壤重金屬含量明顯受控于成土母質(zhì)及成土作用過(guò)程,而Cd、Hg和Pb元素還受到人類(lèi)活動(dòng)的影響。3.研究區(qū)土壤Cr、Ni、Cu、Zn和As元素含量主要受地層（成土母巖）控制,更接近于強(qiáng)烈的空間自相關(guān);而Hg受人為活動(dòng)的影響更為明顯,接近于很弱的空間自相關(guān);Cd和Pb則受成土母巖和人為活動(dòng)的共同影響?？傮w上,成土母質(zhì)決定了研究區(qū)土壤重金屬含量和空間分布,表生地球化學(xué)作用重塑了表層土壤重金屬元素分布的宏觀趨勢(shì),強(qiáng)烈的人類(lèi)活動(dòng)（如工礦業(yè)活動(dòng)、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)等）破壞了Hg、Cd和Pb等元素的自然分布規(guī)律。4.研究區(qū)地累積指數(shù)平均值均小于1,由大到小依次為Cd>Pb>As>Zn>Ni>Hg>Cu>Cr;單因子污染指數(shù)平均值也小于1,依次為Cd>Cr>Cu=Zn>Ni>As>Pb>Hg,綜合污染指數(shù)平均值為0.6;富集因子由大到小依次為Cd（3.03）>Hg（1.30）>As（1.26）>Ni（1.1）=Zn（1.1）>Pb（1.09）>Cu（1.04）>Cr（0.95）。3種評(píng)價(jià)方法結(jié)果雖略有不同,但總體結(jié)果基本一致。研究區(qū)總體上土壤污染程度較低,以無(wú)污染和輕微污染為主,存在一定程度的中-重度污染,即有一定數(shù)量的土壤點(diǎn)位中重金屬Cd、Hg和As等具有較高的指數(shù),這表明研究區(qū)已存在這些重金屬元素的污染或背景值較高,尤其是Cd污染最為突出。5.相關(guān)分析、主成分分析/絕對(duì)主成分分?jǐn)?shù)-多元回歸方程受體模型（PCA/APCS-MLR）分析表明,研究區(qū)土壤重金屬主要來(lái)源有自然源、工業(yè)源與農(nóng)業(yè)源、大氣降塵源。其中土壤Cu、Cr、Ni、Zn和As主要來(lái)源于自然源,對(duì)5種重金屬的貢獻(xiàn)率分別為85.51%、84.75%、86.78%、71.14%和83.95%,受地質(zhì)背景（成土母質(zhì)）控制明顯;Cd主要來(lái)源于工農(nóng)業(yè)活動(dòng)源和自然源,貢獻(xiàn)率分別為56.49%和43.51%,研究區(qū)工礦企業(yè)和農(nóng)業(yè)活動(dòng)造成的Cd輸入明顯,其生態(tài)效應(yīng)需引起重視;Pb以工業(yè)活動(dòng)源和農(nóng)業(yè)活動(dòng)源為主,貢獻(xiàn)率為55.2%,同時(shí)自然源（成土母質(zhì)）也是Pb的來(lái)源之一;而Hg以人為排放的大氣降塵為主要來(lái)源,貢獻(xiàn)率為86.9%。從源頭上控制主要污染元素在農(nóng)田土壤中的積累有助于降低農(nóng)產(chǎn)品重金屬富集風(fēng)險(xiǎn),對(duì)研究區(qū)土壤Cd污染的控制應(yīng)采取防止土壤酸化、減少工業(yè)活動(dòng)排放和農(nóng)業(yè)施肥輸入等綜合措施,土壤Pb主要是控制工業(yè)活動(dòng)的排放,而控制煤炭燃燒產(chǎn)生的大氣污染則是防治土壤Hg污染的重要措施之一。6.水稻、玉米和葉類(lèi)蔬菜的根系土中Cd和Ni的超標(biāo)率分別為25.5%和20.6%、27.3%和30.2%、45.5%和15.9%,其他如As、Cr、Cu、Pb也有超標(biāo)點(diǎn)位存在,總體上蔬菜地>玉米地>水稻田。而對(duì)應(yīng)農(nóng)作物僅水稻籽實(shí)和玉米籽實(shí)Cd有超過(guò)標(biāo)準(zhǔn)限制值的點(diǎn)位,超標(biāo)率分別為9.90%和8.63%。生物富集系數(shù)以Zn和Cd較高,Hg在蔬菜中雖有最高的富集系數(shù),但蔬菜中Hg含量未超過(guò)標(biāo)準(zhǔn)限制值。這說(shuō)明研究區(qū)重金屬Cd及Zn的生物有效性較強(qiáng),而其他重金屬生物有效性較弱,這也是農(nóng)作物Cd超標(biāo)的主要原因之一。7.水稻、玉米和葉類(lèi)蔬菜及其根系土中重金屬含量的對(duì)應(yīng)關(guān)系可以看出,酸性條件下作物內(nèi)Cd含量會(huì)出現(xiàn)較高的誤判,即作物內(nèi)重金屬含量和土壤里重金屬含量并非簡(jiǎn)單的線性關(guān)系,需引入其他土壤關(guān)鍵因子進(jìn)一步研究。利用Cd的生物富集系數(shù)并引入土壤其他因子進(jìn)行多元回歸分析構(gòu)建作物吸收模型顯示,水稻籽實(shí)、玉米籽實(shí)和葉類(lèi)蔬菜中Cd含量與土壤p H值呈負(fù)相關(guān),土壤偏酸性會(huì)促進(jìn)作物對(duì)Cd的吸收累積。同時(shí)土壤中Ca O對(duì)水稻籽實(shí)中的Cd累積、土壤K2O和S對(duì)玉米籽實(shí)和葉類(lèi)蔬菜中的Cd累積具有抑制作用,而土壤中Si O2對(duì)水稻籽實(shí)Cd積累具有促進(jìn)作用。實(shí)際生產(chǎn)中可以通過(guò)控制土壤酸堿度及相關(guān)因子含量來(lái)減緩重金屬元素的生物有效性,提高研究區(qū)農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量。8.研究區(qū)表層土壤整體處于中等潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí),重金屬危害程度由強(qiáng)到弱依次為Cd>Hg>As>Pb>Cu>Ni>Cr>Zn,平均值從高到低依次為大足（184.9±57.6;平均值±S.D.）≈銅梁（182.0±90.8）>潼南（165.6±36.9）≈合川（165.4±71.3）,Pb、Cu、Ni、Cr和Zn均為輕微生態(tài)危害等級(jí),As基本處于輕微生態(tài)危害等級(jí),Cd和Hg主要處于中等生態(tài)危害等級(jí),二者可能造成的生態(tài)危害應(yīng)引起重視。9.研究區(qū)土壤重金屬環(huán)境無(wú)風(fēng)險(xiǎn)或可忽略（優(yōu)先保護(hù)類(lèi)）的點(diǎn)位占81%,可能存在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)但風(fēng)險(xiǎn)可控（安全利用類(lèi)）的樣點(diǎn)占19%,無(wú)明顯環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)區(qū)（嚴(yán)格管控類(lèi)）。優(yōu)先保護(hù)類(lèi)主要分布于研究區(qū)西部和東北部,整體圍繞安全利用類(lèi)土壤呈連續(xù)性分布;安全利用類(lèi)主要分布在研究區(qū)東部和南部,零星分布在中西部,主要呈不規(guī)則的斑塊狀分布。風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估碼（RAC）顯示,除Cd外其他重金屬元素主要以殘?jiān)鼞B(tài)形式存在,無(wú)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)或風(fēng)險(xiǎn)較低,而土壤Cd處于高風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài),生物有效組分達(dá)到39.67%,與其他地區(qū)比較發(fā)現(xiàn)非地質(zhì)高背景區(qū)土壤重金屬Cd的生物活性明顯高于地質(zhì)高背景區(qū)。因此,研究區(qū)土壤環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)主要由Cd元素及其較高的生物有效性引起。10.研究區(qū)可能存在由重金屬引起的非致癌健康風(fēng)險(xiǎn),除了膳食攝入重金屬成人致癌風(fēng)險(xiǎn)高于兒童外,無(wú)論土壤重金屬致癌、非致癌風(fēng)險(xiǎn)或膳食攝入重金屬非致癌風(fēng)險(xiǎn),兒童更容易受到潛在健康風(fēng)險(xiǎn)影響。土壤Ni元素對(duì)非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)貢獻(xiàn)率最大,且兒童的單一非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)大于1;土壤Cr對(duì)致癌風(fēng)險(xiǎn)貢獻(xiàn)率最大;農(nóng)作物中As對(duì)非致癌貢獻(xiàn)率最大,而Cd對(duì)致癌貢獻(xiàn)率最大。土壤—農(nóng)作物系統(tǒng)中8種重金屬對(duì)成人和兒童的綜合非致癌風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)分別為0.397和2.17,成人沒(méi)有顯著的非致癌風(fēng)險(xiǎn),兒童綜合非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)大于1,可能存在非致癌風(fēng)險(xiǎn),主要是由Ni元素通過(guò)土壤皮膚接觸產(chǎn)生的非致癌風(fēng)險(xiǎn)引起的。成人和兒童總致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)平均值處于10-6～10-4之間,處于可接受水平。綜上所述,基于污染評(píng)價(jià)、生態(tài)環(huán)境和健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)部分可知,研究區(qū)應(yīng)將Cd、Hg和Ni列為優(yōu)先控制的重金屬元素,而As、Pb和Cu等重金屬元素因某些點(diǎn)位含量超過(guò)GB15618-2018D的風(fēng)險(xiǎn)篩選值或者指數(shù)（Igeo、EF和RI）較高也不能忽視。因此,需重視研究區(qū)土壤Cd的安全利用問(wèn)題,應(yīng)積極采取農(nóng)藝調(diào)控或篩選低累積品種進(jìn)行替代種植等安全利用措施降低農(nóng)產(chǎn)品超標(biāo)現(xiàn)狀,同時(shí)減少工礦業(yè)活動(dòng)對(duì)Cd和Hg的排放及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)（如含高Cd磷肥的施用等）對(duì)土壤Cd的輸入,并避免兒童過(guò)多地接觸土壤以便消除兒童的非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)。研究區(qū)土壤重金屬的首次系統(tǒng)評(píng)價(jià)為當(dāng)?shù)卣贫ㄕ咛峁┝酥匾畔?評(píng)價(jià)提供的定量證據(jù)表明迫切需要加強(qiáng)土壤污染防治工作,以保護(hù)居民免受排放到環(huán)境中重金屬的危害。
陳晨[10]（2021）在《三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料對(duì)農(nóng)田輕中度Cd污染土壤修復(fù)效果研究》文中研究說(shuō)明輕中度Cd污染農(nóng)田土壤的修復(fù)與秸稈廢棄物的離田處理利用是當(dāng)前我國(guó)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中亟待解決的問(wèn)題,秸稈資源化利用與農(nóng)田土壤輕中度Cd污染生態(tài)修復(fù)的有機(jī)結(jié)合正成為我國(guó)綠色農(nóng)業(yè)發(fā)展的一個(gè)重要方向。本研究選取常見(jiàn)蔬菜作為供試作物,基于盆栽試驗(yàn)和大棚田間試驗(yàn),以水稻秸稈為原料,研究探討了秸稈沼渣有機(jī)肥、秸稈生物炭、粉碎秸稈三種修復(fù)材料對(duì)弱酸性和弱堿性Cd污染農(nóng)田土壤的修復(fù)效果及影響因素。結(jié)合材料電鏡表征、吸附性試驗(yàn),分析了三種水稻秸稈類(lèi)修復(fù)材料對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)機(jī)理,并探討了輕中度Cd污染農(nóng)田土壤的生態(tài)修復(fù)可行性路徑。主要研究結(jié)論如下:（1）弱酸性中度Cd污染土壤修復(fù)盆栽試驗(yàn)結(jié)果表明,秸稈類(lèi)材料與石灰聯(lián)用后,葉菜類(lèi)農(nóng)產(chǎn)品中Cd含量未超標(biāo)。土壤有機(jī)質(zhì)含量和p H值顯著提高（P<0.05）,15 t·ha-1施加量的秸稈沼渣有機(jī)肥和20t·ha-1施加量的秸稈生物炭顯著降低（P<0.05）了土壤中有效態(tài)Cd含量。土壤有效態(tài)Cd含量與葉菜類(lèi)農(nóng)產(chǎn)品Cd含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P<0.01）,與土壤有機(jī)質(zhì)含量、p H值呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（P<0.05）。從經(jīng)濟(jì)和農(nóng)產(chǎn)品安全角度分析,7.5 t·ha-1施用量的粉碎秸稈與石灰聯(lián)用為弱酸性中度Cd污染土壤適宜修復(fù)方式。（2）弱酸性輕度Cd污染土壤修復(fù)盆栽試驗(yàn)結(jié)果表明,三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料可提高農(nóng)作物生物量,顯著降低（P<0.05）農(nóng)作物富集系數(shù)和土壤中有效態(tài)Cd含量。當(dāng)土壤的Cd含量為<0.5 mg·kg-1時(shí),粉碎秸稈為成本最低的適宜修復(fù)材料;當(dāng)土壤Cd含量為0.5-0.7mg·kg-1時(shí),秸稈沼渣有機(jī)肥可作為種植葉菜類(lèi)蔬菜適宜修復(fù)材料,粉碎秸稈可作為種植茄果類(lèi)蔬菜適宜修復(fù)材料。（3）弱堿性輕度Cd污染土壤大棚試驗(yàn)修復(fù)研究表明,三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料可顯著（P<0.05）增加葉菜類(lèi)農(nóng)產(chǎn)品的生物量、土壤肥力,但對(duì)土壤有效態(tài)Cd含量和葉菜類(lèi)農(nóng)產(chǎn)品中Cd富集影響不顯著。Pearson相關(guān)分析表明,土壤容重與葉菜類(lèi)農(nóng)產(chǎn)品生物量呈極顯著負(fù)相關(guān)（P<0.01）。在弱堿性Cd污染土壤中,秸稈類(lèi)材料對(duì)Cd總量和有效態(tài)Cd影響不明顯,但因能改善土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)、土壤肥力和有機(jī)質(zhì)而提升農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量。從農(nóng)產(chǎn)品食用安全角度分析,秸稈沼渣有機(jī)肥為弱堿性Cd污染土的適宜修復(fù)材料,適宜施加量為7.5 t·ha-1。（4）結(jié)合三種秸稈材料的電鏡掃描、Cd吸附試驗(yàn),結(jié)果表明三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料均有大量孔隙,具有良好的吸附性;三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料對(duì)Cd吸附能力為:秸稈生物炭>秸稈沼渣有機(jī)肥>粉碎秸稈。冗余分析結(jié)果顯示,土壤有效態(tài)Cd和p H值是農(nóng)作物吸收富集Cd和影響農(nóng)產(chǎn)品食用安全的主導(dǎo)因素。對(duì)于農(nóng)田輕中度Cd污染土壤,應(yīng)優(yōu)先通過(guò)調(diào)節(jié)p H手段,將土壤有效態(tài)Cd含量控制在0.3 mg·kg-1以下,然后采用綠色修復(fù)劑進(jìn)一步穩(wěn)定鈍化土壤Cd,并改善土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)和土壤肥力,達(dá)到輕中度Cd污染土壤的安全利用效果。
二、農(nóng)產(chǎn)品對(duì)土壤中重金屬的富集能力研究（論文開(kāi)題報(bào)告）
（1）論文研究背景及目的
此處內(nèi)容要求：
首先簡(jiǎn)單簡(jiǎn)介論文所研究問(wèn)題的基本概念和背景，再而簡(jiǎn)單明了地指出論文所要研究解決的具體問(wèn)題，并提出你的論文準(zhǔn)備的觀點(diǎn)或解決方法。
寫(xiě)法范例：
本文主要提出一款精簡(jiǎn)64位RISC處理器存儲(chǔ)管理單元結(jié)構(gòu)并詳細(xì)分析其設(shè)計(jì)過(guò)程。在該MMU結(jié)構(gòu)中,TLB采用叁個(gè)分離的TLB,TLB采用基于內(nèi)容查找的相聯(lián)存儲(chǔ)器并行查找,支持粗粒度為64KB和細(xì)粒度為4KB兩種頁(yè)面大小,采用多級(jí)分層頁(yè)表結(jié)構(gòu)映射地址空間,并詳細(xì)論述了四級(jí)頁(yè)表轉(zhuǎn)換過(guò)程,TLB結(jié)構(gòu)組織等。該MMU結(jié)構(gòu)將作為該處理器存儲(chǔ)系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)的一個(gè)重要組成部分。
（2）本文研究方法
調(diào)查法：該方法是有目的、有系統(tǒng)的搜集有關(guān)研究對(duì)象的具體信息。
觀察法：用自己的感官和輔助工具直接觀察研究對(duì)象從而得到有關(guān)信息。
實(shí)驗(yàn)法：通過(guò)主支變革、控制研究對(duì)象來(lái)發(fā)現(xiàn)與確認(rèn)事物間的因果關(guān)系。
文獻(xiàn)研究法：通過(guò)調(diào)查文獻(xiàn)來(lái)獲得資料，從而全面的、正確的了解掌握研究方法。
實(shí)證研究法：依據(jù)現(xiàn)有的科學(xué)理論和實(shí)踐的需要提出設(shè)計(jì)。
定性分析法：對(duì)研究對(duì)象進(jìn)行“質(zhì)”的方面的研究，這個(gè)方法需要計(jì)算的數(shù)據(jù)較少。
定量分析法：通過(guò)具體的數(shù)字，使人們對(duì)研究對(duì)象的認(rèn)識(shí)進(jìn)一步精確化。
跨學(xué)科研究法：運(yùn)用多學(xué)科的理論、方法和成果從整體上對(duì)某一課題進(jìn)行研究。
功能分析法：這是社會(huì)科學(xué)用來(lái)分析社會(huì)現(xiàn)象的一種方法，從某一功能出發(fā)研究多個(gè)方面的影響。
模擬法：通過(guò)創(chuàng)設(shè)一個(gè)與原型相似的模型來(lái)間接研究原型某種特性的一種形容方法。
三、農(nóng)產(chǎn)品對(duì)土壤中重金屬的富集能力研究（論文提綱范文）
（1）有機(jī)肥部分替代氮肥對(duì)土壤質(zhì)量、農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量及重金屬累積的影響研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 緒論 |
| 1.1 我國(guó)肥料資源及使用現(xiàn)狀 |
| 1.1.1 化肥資源及利用現(xiàn)狀 |
| 1.1.2 有機(jī)肥資源及利用現(xiàn)狀 |
| 1.2 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤質(zhì)量的影響 |
| 1.2.1 對(duì)土壤肥力質(zhì)量的影響 |
| 1.2.2 對(duì)土壤環(huán)境質(zhì)量的影響 |
| 1.2.3 對(duì)土壤微生物群落的影響 |
| 1.3 有機(jī)肥部分替代氮肥對(duì)農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量及重金屬累積的影響 |
| 1.3.1 對(duì)農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量的影響 |
| 1.3.2 對(duì)農(nóng)產(chǎn)品重金屬累積的影響 |
| 1.4 研究意義與技術(shù)路線 |
| 1.4.1 研究意義 |
| 1.4.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.4.3 技術(shù)路線 |
| 第2章 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤質(zhì)量、生菜產(chǎn)量及重金屬累積的影響 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料與方法 |
| 2.2.1 供試材料 |
| 2.2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.3 樣品采集與分析 |
| 2.2.4 數(shù)據(jù)處理 |
| 2.3 結(jié)果與討論 |
| 2.3.1 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤理化及重金屬累積的影響 |
| 2.3.2 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)生菜產(chǎn)量及其地上部重金屬累積的影響 |
| 2.3.3 有機(jī)肥部分替代氮肥施用的土壤重金屬環(huán)境容量 |
| 2.4 小結(jié) |
| 第3章 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤質(zhì)量、生菜產(chǎn)量及其重金屬累積影響的田間驗(yàn)證試驗(yàn) |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料與方法 |
| 3.2.1 試驗(yàn)區(qū)概況 |
| 3.2.2 供試材料 |
| 3.2.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 3.2.4 樣品采集與分析 |
| 3.2.5 數(shù)據(jù)處理 |
| 3.3 結(jié)果與討論 |
| 3.3.1 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤理化性質(zhì)及重金屬累積的影響 |
| 3.3.2 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤微生物群落的影響 |
| 3.3.3 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)生菜產(chǎn)量及重金屬含量的影響 |
| 3.4 小結(jié) |
| 第4章 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤質(zhì)量、水稻產(chǎn)量及重金屬累積的影響 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料與方法 |
| 4.2.1 試驗(yàn)區(qū)概況 |
| 4.2.2 供試材料 |
| 4.2.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 4.2.4 樣品采集與分析 |
| 4.2.5 數(shù)據(jù)處理 |
| 4.3 結(jié)果與討論 |
| 4.3.1 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)土壤理化及重金屬含量的影響 |
| 4.3.2 有機(jī)肥部分替代氮肥施用對(duì)水稻產(chǎn)量及其籽粒重金屬含量的影響 |
| 4.3.3 有機(jī)肥部分替代氮肥施用的土壤重金屬環(huán)境容量 |
| 4.4 小結(jié) |
| 第5章 總結(jié)與展望 |
| 5.1 主要結(jié)論 |
| 5.2 創(chuàng)新點(diǎn) |
| 5.3 不足和展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 作者簡(jiǎn)介 |
（2）電子垃圾拆解周邊區(qū)域土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬污染特征、風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及安全利用研究（論文提綱范文）
| 致謝 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 土壤重金屬污染 |
| 1.1.1 土壤重金屬的危害 |
| 1.1.2 土壤中重金屬來(lái)源 |
| 1.1.3 中國(guó)土壤重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.2 土壤污染及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究進(jìn)展 |
| 1.2.1 土壤污染評(píng)價(jià) |
| 1.2.2 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 1.3 受污染耕地安全利用 |
| 1.3.1 植物修復(fù)及種植低積累作物 |
| 1.3.2 原位鈍化修復(fù) |
| 1.4 研究目的及技術(shù)路線 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 技術(shù)路線 |
| 第二章 材料與方法 |
| 2.1 研究區(qū)域概況 |
| 2.2 樣品采集、重金屬測(cè)定及空間分析方法 |
| 2.2.1 土壤蔬菜樣品采集 |
| 2.2.2 土壤蔬菜樣品前處理及重金屬含量測(cè)定 |
| 2.2.3 克里格插值方法 |
| 2.2.4 數(shù)據(jù)分析及圖件繪制 |
| 第三章 研究區(qū)域土壤-蔬菜系統(tǒng)中重金屬分布特征 |
| 3.1 土壤中重金屬含量特征 |
| 3.2 蔬菜中重金屬含量特征 |
| 3.3 蔬菜富集系數(shù) |
| 3.4 土壤-蔬菜系統(tǒng)中重金屬空間分布特征及來(lái)源識(shí)別 |
| 3.4.1 土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬分布 |
| 3.4.2 土壤重金屬來(lái)源識(shí)別 |
| 3.5 討論 |
| 3.6 小結(jié) |
| 第四章 土壤環(huán)境與健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 4.1 材料與方法 |
| 4.1.1 單因子與內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法 |
| 4.1.2 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 4.1.3 人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 4.2 土壤重金屬污染評(píng)價(jià)結(jié)果 |
| 4.2.1 單因子及內(nèi)梅羅綜合污染評(píng)價(jià) |
| 4.2.2 潛在生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 4.3 人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果 |
| 4.3.1 非致癌風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 4.3.2 致癌風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 4.4 討論 |
| 4.5 結(jié)論 |
| 第五章 高風(fēng)險(xiǎn)蔬菜產(chǎn)地環(huán)境土壤的安全利用研究 |
| 5.1 材料與方法 |
| 5.1.1 生菜盆栽實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 5.1.2 土壤蔬菜中重金屬測(cè)定 |
| 5.1.3 數(shù)據(jù)分析及圖件繪制 |
| 5.2 不同鈍化劑對(duì)土壤p H、重金屬有效態(tài)的影響 |
| 5.3 不同鈍化劑對(duì)生菜產(chǎn)量的影響 |
| 5.4 不同鈍化劑對(duì)生菜地上、地下部分重金屬含量的影響 |
| 5.5 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 5.6 討論 |
| 5.7 小結(jié) |
| 第六章 總結(jié)與展望 |
| 6.1 總結(jié) |
| 6.2 不足與展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 作者簡(jiǎn)介 |
（3）典型礦冶區(qū)周邊農(nóng)業(yè)用地農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn)及影響因素（論文提綱范文）
| 1 材料與方法 |
| 1.1 樣品采集 |
| 1.2 樣品化學(xué)分析 |
| 1.3 數(shù)據(jù)分析 |
| 1.3.1 基于Nemerow法的綜合肥力指數(shù)計(jì)算 |
| 1.3.2 生物富集系數(shù)計(jì)算 |
| 1.3.3 日均飲食重金屬攝入量計(jì)算 |
| 1.3.4 統(tǒng)計(jì)分析 |
| 2 結(jié)果與分析 |
| 2.1 研究區(qū)土壤重金屬污染物識(shí)別及污染狀況 |
| 2.2 主要農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量及其累積特征 |
| 2.3 研究區(qū)主要農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn)分析 |
| 2.4 農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn)的影響因素分析 |
| 3 討論 |
| 4 結(jié)論 |
（4）錫礦山周邊土壤、農(nóng)產(chǎn)品銻污染狀況及銻污染土壤植物修復(fù)探索（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 緒論 |
| 1.1 研究背景和意義 |
| 1.2 國(guó)內(nèi)外研究現(xiàn)狀 |
| 1.2.1 銻的危害 |
| 1.2.2 我國(guó)土壤中銻的分布污染現(xiàn)狀 |
| 1.2.3 銻對(duì)植物的生物有效性 |
| 1.2.4 土壤中銻污染修復(fù)技術(shù) |
| 1.2.4.1 物理/化學(xué)修復(fù)技術(shù) |
| 1.2.4.2 生物修復(fù)技術(shù) |
| 1.2.4.3 農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)技術(shù) |
| 1.3 研究創(chuàng)新點(diǎn) |
| 1.4 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.5 技術(shù)路線 |
| 第2章 試驗(yàn)材料與研究方法 |
| 2.1 研究區(qū)概況 |
| 2.1.1 銻礦區(qū) |
| 2.1.2 土壤活化和盆栽試驗(yàn)地點(diǎn) |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)材料和方法 |
| 2.2.1 銻礦區(qū)樣品采集和處理 |
| 2.2.2 兩種植物銻積累特性研究盆栽實(shí)驗(yàn) |
| 2.2.2.1 供試材料 |
| 2.2.2.2 盆栽實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.2.3 盆栽樣品采集和處理 |
| 2.2.3 土壤銻活化模擬實(shí)驗(yàn) |
| 2.2.3.1 供試材料 |
| 2.2.3.2 試驗(yàn)驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.4 活化劑聯(lián)合植物盆栽試驗(yàn) |
| 2.2.4.1 供試材料 |
| 2.2.4.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.4.3 盆栽樣品采集和處理 |
| 2.3 樣品測(cè)試與分析 |
| 2.3.1 土壤理化性質(zhì)測(cè)定 |
| 2.3.2 土壤銻全量和有效態(tài)銻測(cè)定 |
| 2.3.3 農(nóng)產(chǎn)品及盆栽植物銻測(cè)定 |
| 2.4 數(shù)據(jù)處理與方法 |
| 2.4.1 富集系數(shù) |
| 2.4.2 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù) |
| 2.4.3 土壤銻的活化率 |
| 2.4.4 評(píng)價(jià)方法 |
| 第3章 銻礦區(qū)耕地土壤重金屬和農(nóng)產(chǎn)品對(duì)銻積累特征 |
| 3.1 銻礦區(qū)表層土壤理化性質(zhì)特征 |
| 3.2 銻礦區(qū)表層土壤銻分布特征 |
| 3.3 研究區(qū)農(nóng)產(chǎn)品銻含量特征 |
| 3.3.1 不同區(qū)域農(nóng)產(chǎn)品銻含量特征 |
| 3.3.2 不同農(nóng)產(chǎn)品中銻含量特征 |
| 3.3.3 不同類(lèi)型農(nóng)產(chǎn)品銻含量與土壤基本性質(zhì)相關(guān)性分析 |
| 3.4 農(nóng)產(chǎn)品銻富集系數(shù)差異性 |
| 3.4.1 不同農(nóng)產(chǎn)品中銻富集系數(shù)比較 |
| 3.4.2 不同土壤銻含量下各類(lèi)農(nóng)產(chǎn)品富集系數(shù)差異 |
| 3.5 研究區(qū)農(nóng)產(chǎn)品銻污染評(píng)價(jià) |
| 3.6 小結(jié) |
| 第4章 兩種植物對(duì)銻礦區(qū)土壤銻的積累特性 |
| 4.1 兩種植物盆栽土壤銻含量及基本理化性質(zhì) |
| 4.2 不同土壤銻含量下攀倒甑生物量及銻含量特征 |
| 4.3 不同土壤銻含量下大狼杷草生物量及銻含量特征 |
| 4.4 不同土壤銻含量下兩種植物對(duì)銻的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力 |
| 4.5 討論 |
| 4.6 小結(jié) |
| 第5章 活化劑對(duì)土壤有效銻轉(zhuǎn)化的影響 |
| 5.1 檸檬酸 |
| 5.2 氨基三乙酸 |
| 5.3 磷酸二氫鈉 |
| 5.4 硅酸鈉 |
| 5.5 碳酸鈉 |
| 5.6 討論 |
| 5.7 小結(jié) |
| 第6章 活化劑對(duì)兩種植物吸收銻的效果研究 |
| 6.1 不同活化劑處理對(duì)攀倒甑盆栽影響 |
| 6.1.1 不同活化劑處理后攀倒甑盆栽土壤銻含量及理化性質(zhì)特征 |
| 6.1.2 不同活化劑處理對(duì)攀倒甑生物量和銻吸收量影響 |
| 6.2 不同活化劑處理對(duì)大狼杷草盆栽影響 |
| 6.2.1 不同活化劑處理后大狼杷草盆栽土壤銻含量及理化性質(zhì)特征 |
| 6.2.2 不同活化劑處理對(duì)大狼杷草生物量和銻吸收量影響 |
| 6.3 不同活化劑處理對(duì)攀倒甑富集和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)影響 |
| 6.4 不同活化劑處理對(duì)大狼杷草富集和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)影響 |
| 6.5 討論 |
| 6.6 小結(jié) |
| 第7章 結(jié)論與展望 |
| 7.1 研究結(jié)論 |
| 7.1.1 銻礦區(qū)耕地土壤和農(nóng)產(chǎn)品銻含量特征 |
| 7.1.2 攀倒甑和大狼杷草對(duì)銻的積累特性 |
| 7.1.3 不同活化劑對(duì)土壤有效態(tài)銻轉(zhuǎn)化影響 |
| 7.1.4 攀倒甑和大狼杷草在不同活化劑處理后對(duì)銻的吸收積累效果 |
| 7.2 研究展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 附件 |
| 個(gè)人簡(jiǎn)歷 |
| 致謝 |
（5）沼肥/鈍化劑對(duì)土壤及菠菜中重金屬鎘/鉻的影響研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 沼肥利用現(xiàn)狀 |
| 1.2 土壤重金屬污染及其危害概述 |
| 1.2.1 土壤重金屬污染 |
| 1.2.2 土壤重金屬來(lái)源 |
| 1.2.3 土壤重金屬危害 |
| 1.3 沼肥及鈍化劑對(duì)土壤和作物中重金屬影響的國(guó)內(nèi)外研究現(xiàn)狀 |
| 1.3.1 沼肥對(duì)土壤和作物中重金屬影響的國(guó)內(nèi)外現(xiàn)狀 |
| 1.3.2 鈍化劑對(duì)土壤和作物中重金屬影響的國(guó)內(nèi)外現(xiàn)狀 |
| 1.3.3 基于紅外光譜分析有機(jī)質(zhì)與重金屬的影響國(guó)內(nèi)外現(xiàn)狀 |
| 1.4 研究目的、意義及主要內(nèi)容 |
| 1.5 技術(shù)路線 |
| 第二章 試驗(yàn)材料與方法 |
| 2.1 試驗(yàn)材料與儀器設(shè)備 |
| 2.1.1 試驗(yàn)材料 |
| 2.1.2 試驗(yàn)主要儀器設(shè)備 |
| 2.2 試驗(yàn)方案 |
| 2.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.2 試驗(yàn)方法 |
| 2.3 試驗(yàn)主要測(cè)試項(xiàng)目與方法 |
| 2.4 數(shù)據(jù)處理與分析 |
| 第三章 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬鎘/鉻的影響 |
| 3.1 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬鎘/鉻的形態(tài)的影響 |
| 3.1.1 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬Cd的形態(tài)的影響 |
| 3.1.2 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬Cr的形態(tài)的影響 |
| 3.2 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬鎘/鉻各形態(tài)分配率的影響 |
| 3.2.1 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤中重金屬Cd形態(tài)分配率的影響 |
| 3.2.2 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤中重金屬Cr形態(tài)分配率的影響 |
| 3.2.3 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬鎘/鉻生物有效性的影響 |
| 3.3 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬鎘/鉻鈍化效果的影響 |
| 3.3.1 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬鎘/鉻可交換態(tài)鈍化效果的影響 |
| 3.3.2 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬鎘/鉻有效態(tài)鈍化效果的影響 |
| 3.4 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤污染指數(shù)的影響 |
| 3.5 本章小結(jié) |
| 第四章 沼肥/鈍化劑對(duì)菠菜中重金屬鎘/鉻的影響 |
| 4.1 沼肥/鈍化劑對(duì)菠菜中重金屬鎘/鉻含量的影響 |
| 4.1.1 沼肥/鈍化劑對(duì)菠菜中重金屬Cd含量的影響 |
| 4.1.2 沼肥/鈍化劑對(duì)菠菜中重金屬Cr含量的影響 |
| 4.2 沼肥/鈍化劑對(duì)菠菜中重金屬鎘/鉻富集系數(shù)的影響 |
| 4.2.1 沼肥/鈍化劑對(duì)菠菜中重金屬Cd富集系數(shù)的影響 |
| 4.2.2 沼肥/鈍化劑對(duì)菠菜中重金屬Cr富集系數(shù)的影響 |
| 4.3 菠菜中重金屬鎘/鉻含量與土壤重金屬鎘/鉻含量的相關(guān)性分析 |
| 4.3.1 菠菜中重金屬Cd含量與土壤重金屬Cd含量的相關(guān)性分析 |
| 4.3.2 菠菜中重金屬Cr含量與土壤重金屬Cr含量的相關(guān)性分析 |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 第五章 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬鎘/鉻鈍化機(jī)理的研究 |
| 5.1 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬Cd/Cr腐殖質(zhì)分級(jí)提取形態(tài)變化的影響 |
| 5.1.1 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬Cd腐殖質(zhì)分級(jí)提取形態(tài)變化的影響 |
| 5.1.2 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬Cr腐殖質(zhì)分級(jí)提取形態(tài)變化的影響 |
| 5.2 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤重金屬鎘/鉻與腐殖質(zhì)結(jié)合機(jī)制的研究 |
| 5.2.1 土壤重金屬Cd與腐殖質(zhì)結(jié)合機(jī)制 |
| 5.2.2 土壤重金屬Cr與腐殖質(zhì)結(jié)合機(jī)制 |
| 5.3 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤影響的紅外光譜分析 |
| 5.3.1 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤紅外光譜特征的影響 |
| 5.3.2 沼肥/鈍化劑對(duì)土壤影響的二維紅外光譜特性分析 |
| 5.4 本章小節(jié) |
| 第六章 結(jié)論與建議 |
| 6.1 結(jié)論 |
| 6.2 建議 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 攻讀學(xué)位論文期間發(fā)表文章 |
（6）西南典型地質(zhì)高背景區(qū)土壤-作物系統(tǒng)重金屬遷移富集特征與控制因素（論文提綱范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 選題背景及研究意義 |
| 1.2 國(guó)內(nèi)外研究進(jìn)展 |
| 1.3 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.4 技術(shù)路線 |
| 1.5 主要?jiǎng)?chuàng)新點(diǎn) |
| 第二章 研究區(qū)概況 |
| 2.1 廣西橫縣碳酸鹽巖區(qū) |
| 2.2 云南昭通玄武巖區(qū) |
| 第三章 主要工作量與工作方法 |
| 3.1 完成的主要工作量 |
| 3.2 樣品采集與前處理 |
| 3.3 樣品分析測(cè)試 |
| 3.4 分析質(zhì)量控制 |
| 3.5 評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)與指標(biāo) |
| 3.6 數(shù)據(jù)處理與圖件編制 |
| 第四章 廣西橫縣碳酸鹽巖區(qū)土壤-作物系統(tǒng)重金屬遷移富集特征及控制因素 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 成土母巖元素地球化學(xué)特征 |
| 4.3 成土剖面元素垂向分布特征 |
| 4.4 土壤元素富集特征及其影響因素 |
| 4.5 土壤重金屬元素存在形態(tài)及其影響因素 |
| 4.6 土壤-作物系統(tǒng)重金屬遷移富集特征及控制因素 |
| 4.7 本章小結(jié) |
| 第五章 云南昭通玄武巖區(qū)土壤-作物系統(tǒng)重金屬遷移富集特征及控制因素 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 成土母巖元素地球化學(xué)特征 |
| 5.3 成土剖面元素垂向分布特征 |
| 5.4 土壤元素富集特征及其影響因素 |
| 5.5 土壤重金屬CaCl_2可提取態(tài)特征及其影響因素 |
| 5.6 土壤-作物系統(tǒng)重金屬遷移富集特征及控制因素 |
| 5.7 本章小結(jié) |
| 第六章 結(jié)論與展望 |
| 6.1 主要結(jié)論 |
| 6.2 研究展望 |
| 致謝 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 附錄 |
| 1.攻讀博士期間承擔(dān)項(xiàng)目情況 |
| 2.攻讀博士期間發(fā)表論文情況 |
（7）微生物在重金屬?gòu)?fù)合污染耕地土壤的變化特征及驅(qū)動(dòng)機(jī)制研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 耕地土壤重金屬污染及危害 |
| 1.1.1 耕地土壤重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.1.2 耕地土壤重金屬污染來(lái)源 |
| 1.1.3 耕地土壤重金屬污染危害 |
| 1.2 耕地土壤微生物群落多樣性研究進(jìn)展 |
| 1.2.1 耕地土壤微生物多樣性 |
| 1.2.2 耕地土壤微生物多樣性研究方法 |
| 1.2.3 耕地土壤微生物多樣性生態(tài)服務(wù)功能 |
| 1.3 影響耕地土壤微生物多樣性的環(huán)境因子 |
| 1.3.1 重金屬對(duì)土壤微生物多樣性的影響 |
| 1.3.2 土壤理化性質(zhì)對(duì)土壤微生物的影響 |
| 1.3.3 土地利用方式對(duì)土壤微生物的影響 |
| 1.4 土壤微生物對(duì)重金屬生物有效性的影響 |
| 1.4.1 微生物對(duì)土壤重金屬的溶解 |
| 1.4.2 微生物對(duì)土壤重金屬的吸附和富集 |
| 1.4.3 微生物對(duì)土壤重金屬的轉(zhuǎn)化作用 |
| 1.5 課題目的、研究?jī)?nèi)容及技術(shù)路線 |
| 1.5.1 研究目的和意義 |
| 1.5.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.5.3 技術(shù)路線 |
| 1.5.4 創(chuàng)新點(diǎn) |
| 第二章 土壤重金屬污染現(xiàn)狀及來(lái)源解析研究 |
| 2.1 材料與方法 |
| 2.1.1 研究區(qū)概況 |
| 2.1.2 樣品采集、保存及制備 |
| 2.1.3 樣品分析測(cè)定 |
| 2.1.4 評(píng)價(jià)方法與標(biāo)準(zhǔn) |
| 2.1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析 |
| 2.2 結(jié)果分析 |
| 2.2.1 研究區(qū)土壤理化性質(zhì)的變化特征 |
| 2.2.2 研究區(qū)土壤重金屬含量的變化特征 |
| 2.2.3 研究區(qū)土壤重金屬有效態(tài)含量的變化特征 |
| 2.2.4 研究區(qū)稻米重金屬含量特征 |
| 2.3 結(jié)果討論 |
| 2.3.1 耕地土壤重金屬總體污染狀況 |
| 2.3.2 耕地土壤重金屬污染來(lái)源分析 |
| 2.3.3 耕地土壤重金屬有效態(tài)含量的影響因素 |
| 2.4 本章小結(jié) |
| 第三章 微生物在重金屬?gòu)?fù)合污染水田土壤的變化特征及驅(qū)動(dòng)機(jī)制 |
| 3.1 材料與方法 |
| 3.1.1 樣品測(cè)定分析 |
| 3.1.2 數(shù)據(jù)處理分析 |
| 3.2 結(jié)果分析 |
| 3.2.1 水田土壤微生物α多樣性 |
| 3.2.2 水田土壤微生物β多樣性 |
| 3.2.3 水田土壤微生物群落組成 |
| 3.2.4 環(huán)境因子與水田微生物群落的相關(guān)關(guān)系 |
| 3.2.5 微生物對(duì)稻米重金屬生物富集的影響 |
| 3.3 結(jié)果討論 |
| 3.3.1 環(huán)境因子對(duì)水田土壤微生物多樣性的影響 |
| 3.3.2 水田土壤微生物對(duì)重金屬污染的適應(yīng) |
| 3.3.3 微生物群落對(duì)稻米重金屬生物富集的影響 |
| 3.4 本章小結(jié) |
| 第四章 微生物在重金屬?gòu)?fù)合污染旱地土壤的變化特征及驅(qū)動(dòng)機(jī)制 |
| 4.1 材料與方法 |
| 4.1.1 樣品測(cè)定分析 |
| 4.1.2 數(shù)據(jù)處理分析 |
| 4.2 結(jié)果分析 |
| 4.2.1 旱地土壤微生物α多樣性 |
| 4.2.2 旱地土壤微生物群落組成 |
| 4.2.3 環(huán)境因子與旱地微生物群落的相關(guān)關(guān)系 |
| 4.2.4 微生物在旱地和水田中的差異 |
| 4.3 結(jié)果討論 |
| 4.3.1 環(huán)境因子對(duì)旱地土壤微生物多樣性的影響 |
| 4.3.2 微生物群落對(duì)重金屬?gòu)?fù)合污染旱地土壤的適應(yīng) |
| 4.3.3 微生物在旱地和水田中的差異 |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 第五章 微生物功能在重金屬?gòu)?fù)合污染耕地土壤的變化特征及驅(qū)動(dòng)機(jī)制 |
| 5.1 材料與方法 |
| 5.1.1 試驗(yàn)材料 |
| 5.1.2 樣品測(cè)定 |
| 5.1.3 微生物功能預(yù)測(cè)分析 |
| 5.1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析 |
| 5.2 結(jié)果分析 |
| 5.2.1 土壤細(xì)菌代謝功能 |
| 5.2.2 環(huán)境因子對(duì)細(xì)菌代謝功能的影響 |
| 5.2.3 土壤真菌生態(tài)功能預(yù)測(cè) |
| 5.2.4 環(huán)境因子對(duì)真菌生態(tài)功能的影響 |
| 5.3 結(jié)果討論 |
| 5.3.1 土壤細(xì)菌代謝功能及影響因素 |
| 5.3.2 土壤真菌生態(tài)功能及影響因素 |
| 5.4 本章小結(jié) |
| 第六章 結(jié)論與展望 |
| 6.1 研究結(jié)論 |
| 6.1.1 耕地土壤重金屬污染及來(lái)源分析 |
| 6.1.2 重金屬?gòu)?fù)合污染水田土壤微生物群落結(jié)構(gòu)特征及其影響因素 |
| 6.1.3 重金屬?gòu)?fù)合污染旱地土壤微生物群落結(jié)構(gòu)特征及其影響因素 |
| 6.1.4 重金屬?gòu)?fù)合污染耕地土壤微生物功能組成及其影響因素 |
| 6.2 展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 攻讀博士學(xué)位期間取得的研究成果 |
（8）廣州土壤-作物體系中鎘的富集遷移及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 研究背景、目的與意義 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的與意義 |
| 1.2 國(guó)內(nèi)外研究現(xiàn)狀 |
| 1.2.1 耕地土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究 |
| 1.2.2 土壤-作物體系重金屬富集模型研究 |
| 1.2.3 人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 第二章 研究區(qū)域、研究方法和技術(shù)路線 |
| 2.1 研究區(qū)域概況 |
| 2.1.1 自然地理概況 |
| 2.1.2 社會(huì)經(jīng)濟(jì)概況 |
| 2.2 采樣與分析 |
| 2.2.1 采樣布點(diǎn) |
| 2.2.2 樣品采集與前處理 |
| 2.2.3 樣品測(cè)定分析 |
| 2.2.4 數(shù)據(jù)處理與分析 |
| 2.3 研究?jī)?nèi)容與技術(shù)路線 |
| 2.3.1 土壤-作物體系重金屬的污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 2.3.2 土壤-作物體系中鎘的富集 |
| 2.3.3 作物鎘的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 2.3.4 技術(shù)路線 |
| 第三章 土壤-蔬菜體系中鎘的含量特征及富集 |
| 3.1 菜地土壤中鎘的含量特征及污染評(píng)價(jià) |
| 3.1.1 菜地土壤中鎘的含量特征 |
| 3.1.2 菜地土壤中鎘的污染評(píng)價(jià) |
| 3.2 蔬菜中鎘的含量特征及污染評(píng)價(jià) |
| 3.2.1 蔬菜中鎘的含量特征 |
| 3.2.2 蔬菜中鎘的污染評(píng)價(jià) |
| 3.3 土壤-蔬菜體系中鎘的富集 |
| 3.3.1 土壤-蔬菜體系中鎘的相關(guān)性及富集特征 |
| 3.3.2 土壤-蔬菜體系中鎘的富集模型 |
| 3.4 小結(jié) |
| 第四章 土壤-水稻體系中鎘的含量特征及富集 |
| 4.1 水稻土壤中鎘的含量特征及污染評(píng)價(jià) |
| 4.1.1 水稻土壤中鎘的含量特征 |
| 4.1.2 水稻土壤中鎘的污染評(píng)價(jià) |
| 4.2 水稻中鎘的含量特征及污染評(píng)價(jià) |
| 4.2.1 水稻中鎘的含量特征 |
| 4.2.2 水稻中鎘的污染評(píng)價(jià) |
| 4.3 土壤-水稻體系中鎘的富集 |
| 4.3.1 土壤-水稻體系中鎘的相關(guān)性及富集特征 |
| 4.3.2 土壤-水稻體系鎘的富集模型 |
| 4.4 小結(jié) |
| 第五章 作物中鎘的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 5.1 葉菜蔬菜中鎘的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 5.2 稻米中鎘的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 5.3 小結(jié) |
| 結(jié)論與討論 |
| 6.1 結(jié)論 |
| 6.2 特點(diǎn)和不足 |
| 6.2.1 特點(diǎn) |
| 6.2.2 不足與展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 攻讀碩士學(xué)位期間取得的研究成果 |
| 致謝 |
| 附件 |
（9）渝西北土壤重金屬污染特征、源解析與生態(tài)健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文獻(xiàn)綜述 |
| 1.1 土壤重金屬污染 |
| 1.1.1 土壤重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.1.2 土壤重金屬污染來(lái)源 |
| 1.1.3 土壤重金屬污染特點(diǎn)與危害 |
| 1.2 土壤重金屬污染評(píng)價(jià)與源解析 |
| 1.2.1 土壤重金屬污染評(píng)價(jià) |
| 1.2.2 土壤重金屬污染源解析 |
| 1.3 土壤重金屬生態(tài)環(huán)境與健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 1.3.1 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 1.3.2 土壤重金屬環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 1.3.3 人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 第2章 緒論 |
| 2.1 選題依據(jù)和意義 |
| 2.2 研究目標(biāo)和研究?jī)?nèi)容 |
| 2.2.1 研究目標(biāo) |
| 2.2.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 2.3 技術(shù)路線 |
| 2.4 論文創(chuàng)新點(diǎn) |
| 第3章 研究區(qū)概況與研究方法 |
| 3.1 研究區(qū)概況 |
| 3.1.1 研究區(qū)的選擇 |
| 3.1.2 自然地理 |
| 3.1.3 地質(zhì)背景 |
| 3.1.4 礦產(chǎn)資源 |
| 3.1.5 土壤類(lèi)型 |
| 3.1.6 土地利用現(xiàn)狀 |
| 3.1.7 農(nóng)業(yè)和農(nóng)村經(jīng)濟(jì) |
| 3.2 樣品采集與測(cè)試 |
| 3.2.1 土壤樣品采集與前處理 |
| 3.2.2 植物樣品及根系土樣品采集與前處理 |
| 3.2.3 土壤樣品的測(cè)試與質(zhì)量評(píng)述 |
| 3.2.4 土壤形態(tài)分析樣品測(cè)試與質(zhì)量評(píng)述 |
| 3.2.5 植物樣品測(cè)試與質(zhì)量評(píng)述 |
| 3.3 數(shù)據(jù)處理與研究方法 |
| 第4章 土壤重金屬含量特征與空間分布 |
| 4.1 土壤重金屬元素含量特征 |
| 4.2 土壤重金屬空間分布特征 |
| 4.2.1 半變異函數(shù)及其模型 |
| 4.2.2 土壤重金屬空間變異分析 |
| 4.2.3 土壤重金屬空間分布特征 |
| 4.3 討論 |
| 4.4 小結(jié) |
| 第5章 土壤重金屬污染與來(lái)源解析 |
| 5.1 土壤重金屬污染特征與分析 |
| 5.1.1 地累積指數(shù) |
| 5.1.2 富集因子 |
| 5.1.3 內(nèi)梅洛污染指數(shù) |
| 5.2 土壤重金屬污染源解析 |
| 5.2.1 研究方法 |
| 5.2.2 相關(guān)性分析 |
| 5.2.3 主成分分析(APC)—重金屬來(lái)源分析 |
| 5.2.4 APCS—MLR源解析 |
| 5.3 討論 |
| 5.4 小結(jié) |
| 第6章 土壤—作物系統(tǒng)重金屬累積規(guī)律及其影響因素 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 土壤和作物安全性評(píng)價(jià)方法 |
| 6.1.2 生物富集系數(shù) |
| 6.1.3 作物吸收重金屬模型構(gòu)建方法 |
| 6.2 土壤—作物系統(tǒng)中重金屬含量特征及其累計(jì)規(guī)律 |
| 6.2.1 根系土中重金屬含量特征及其安全性 |
| 6.2.2 水稻、玉米和葉類(lèi)蔬菜重金屬含量特征及安全性 |
| 6.2.3 土壤—作物系統(tǒng)重金屬遷移累積規(guī)律 |
| 6.3 重金屬元素生物有效性的影響因素 |
| 6.3.1 生態(tài)效應(yīng)吸收模型 |
| 6.3.2 數(shù)據(jù)異常值處理 |
| 6.3.3 可預(yù)測(cè)性分析 |
| 6.3.4 農(nóng)作物吸收模型 |
| 6.4 討論 |
| 6.5 小結(jié) |
| 第7章 土壤與農(nóng)作物重金屬的生態(tài)環(huán)境和健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 7.1 土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)特征與分析 |
| 7.1.1 評(píng)價(jià)方法 |
| 7.1.2 土壤重金屬單項(xiàng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn) |
| 7.1.3 土壤重金屬綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn) |
| 7.2 土壤重金屬環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)特征與分析 |
| 7.2.1 評(píng)價(jià)方法 |
| 7.2.2 土壤環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)類(lèi)型劃分 |
| 7.2.3 基于重金屬生物活性的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估 |
| 7.3 土壤與農(nóng)作物重金屬的人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) |
| 7.3.1 基于土壤重金屬的健康風(fēng)險(xiǎn)特征與分析 |
| 7.3.2 基于自產(chǎn)作物的健康風(fēng)險(xiǎn)特征與分析 |
| 7.3.3 土壤和作物健康風(fēng)險(xiǎn)綜合對(duì)比分析 |
| 7.4 討論 |
| 7.5 小結(jié) |
| 第8章 結(jié)論與展望 |
| 8.1 主要結(jié)論 |
| 8.2 問(wèn)題與展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 在學(xué)期間發(fā)表的論文及參加課題 |
（10）三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料對(duì)農(nóng)田輕中度Cd污染土壤修復(fù)效果研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1.緒論 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 我國(guó)土壤重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.2.1 農(nóng)田土壤中重金屬的來(lái)源 |
| 1.2.2 重金屬Cd的危害 |
| 1.2.3 國(guó)內(nèi)外農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)現(xiàn)狀 |
| 1.3 農(nóng)田秸稈利用的發(fā)展現(xiàn)狀 |
| 1.3.1 國(guó)外秸稈類(lèi)廢棄物利用現(xiàn)狀 |
| 1.3.2 國(guó)內(nèi)秸稈類(lèi)廢棄物利用現(xiàn)狀 |
| 1.4 研究目的及意義 |
| 1.5 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.6 技術(shù)路線 |
| 2.材料與方法 |
| 2.1 試驗(yàn)材料 |
| 2.1.1 試驗(yàn)材料的制備 |
| 2.1.2 試驗(yàn)材料基本理化性質(zhì) |
| 2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與方法 |
| 2.2.1 弱酸性中度Cd污染農(nóng)田土壤修復(fù)試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.2 弱酸性輕度Cd污染農(nóng)田土壤修復(fù)試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.3 弱堿性輕度Cd污染農(nóng)田土壤修復(fù)試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.4 材料吸附性能試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.3 試驗(yàn)管理與種植 |
| 2.4 樣品采集、處理與保存 |
| 2.4.1 農(nóng)作物的采集處理與保存 |
| 2.4.2 土壤采集處理與保存 |
| 2.5 樣品分析測(cè)定方法 |
| 2.5.1 農(nóng)產(chǎn)品中Cd的測(cè)定方法 |
| 2.5.2 土壤樣品測(cè)定方法 |
| 2.5.3 土壤酶活性的測(cè)定 |
| 2.6 試驗(yàn)器材 |
| 2.7 數(shù)據(jù)處理與分析 |
| 3.三種秸稈類(lèi)材料對(duì)弱酸性中度Cd污染土壤修復(fù)效果研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料對(duì)農(nóng)產(chǎn)品生物量和Cd富集特征的影響 |
| 3.3 三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料對(duì)Cd污染土壤有關(guān)理化指標(biāo)的影響 |
| 3.3.1 pH值 |
| 3.3.2 土壤有效態(tài)Cd含量 |
| 3.3.3 土壤有機(jī)質(zhì)含量 |
| 3.4 修復(fù)效果與土壤pH和有機(jī)質(zhì)的相關(guān)性分析 |
| 3.5 本章小結(jié) |
| 4.三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料對(duì)弱酸性輕度Cd污染土壤修復(fù)效果研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 農(nóng)產(chǎn)品生物量變化及重金屬富集特征 |
| 4.2.1 農(nóng)產(chǎn)品生物量 |
| 4.2.2 農(nóng)產(chǎn)品中Cd的富集特征 |
| 4.2.3 農(nóng)產(chǎn)品中的Cd含量變化 |
| 4.3 土壤有效態(tài)Cd含量的變化 |
| 4.4 三種修復(fù)材料對(duì)土壤pH和有機(jī)質(zhì)含量的影響 |
| 4.4.1 土壤pH值 |
| 4.4.2 土壤有機(jī)質(zhì)含量 |
| 4.5 本章小結(jié) |
| 5 三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料對(duì)弱堿性輕度 Cd 污染土壤修復(fù)與培肥效果研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 雞毛菜生物量及Cd的富集特征 |
| 5.2.1 雞毛菜生物量 |
| 5.2.2 雞毛菜的Cd含量及富集特征 |
| 5.3 土壤有效態(tài)Cd含量變化 |
| 5.4 土壤有關(guān)理化指標(biāo)的變化 |
| 5.4.1 土壤容重及孔隙度 |
| 5.4.2 土壤pH |
| 5.4.3 土壤有機(jī)質(zhì)含量 |
| 5.4.4 陽(yáng)離子交換量(CEC) |
| 5.5 土壤肥力指標(biāo)的變化 |
| 5.5.1 土壤總氮 |
| 5.5.2 土壤速效鉀 |
| 5.5.3 土壤有效磷 |
| 5.6 土壤酶活性指標(biāo)變化 |
| 5.6.1 過(guò)氧化氫酶活性 |
| 5.6.2 土壤脲酶活性 |
| 5.7 弱堿性土壤修復(fù)與培肥相關(guān)性分析 |
| 5.8 本章小結(jié) |
| 6.秸稈類(lèi)材料對(duì)Cd污染土壤修復(fù)機(jī)理及可行性修復(fù)路徑探討 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料的SEM表征及吸附特性 |
| 6.2.1 三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料的SEM表征 |
| 6.2.2 三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料的吸附特性 |
| 6.3 Cd污染土壤修復(fù)機(jī)理的探討 |
| 6.4 Cd污染農(nóng)田土壤生態(tài)修復(fù)可行性路徑探討 |
| 6.5 本章小結(jié) |
| 7.結(jié)論與展望 |
| 7.1 結(jié)論 |
| 7.2 展望 |
| 攻讀碩士期間主要科研成果 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
四、農(nóng)產(chǎn)品對(duì)土壤中重金屬的富集能力研究（論文參考文獻(xiàn)）
- [1]有機(jī)肥部分替代氮肥對(duì)土壤質(zhì)量、農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)量及重金屬累積的影響研究[D]. 顧思婷. 浙江大學(xué), 2021(09)
- [2]電子垃圾拆解周邊區(qū)域土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬污染特征、風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及安全利用研究[D]. 顧順斌. 浙江大學(xué), 2021
- [3]典型礦冶區(qū)周邊農(nóng)業(yè)用地農(nóng)產(chǎn)品安全風(fēng)險(xiǎn)及影響因素[J]. 霍彥慧,王美娥,謝天,姜(王容),陳衛(wèi)平. 環(huán)境科學(xué), 2021(11)
- [4]錫礦山周邊土壤、農(nóng)產(chǎn)品銻污染狀況及銻污染土壤植物修復(fù)探索[D]. 張龍. 桂林理工大學(xué), 2021(01)
- [5]沼肥/鈍化劑對(duì)土壤及菠菜中重金屬鎘/鉻的影響研究[D]. 郭敬陽(yáng). 沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué), 2020(05)
- [6]西南典型地質(zhì)高背景區(qū)土壤-作物系統(tǒng)重金屬遷移富集特征與控制因素[D]. 彭敏. 中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京), 2020(04)
- [7]微生物在重金屬?gòu)?fù)合污染耕地土壤的變化特征及驅(qū)動(dòng)機(jī)制研究[D]. 李傳章. 廣西大學(xué), 2020(07)
- [8]廣州土壤-作物體系中鎘的富集遷移及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[D]. 韓瑜. 華南理工大學(xué), 2020(05)
- [9]渝西北土壤重金屬污染特征、源解析與生態(tài)健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[D]. 賈中民. 西南大學(xué), 2020
- [10]三種秸稈類(lèi)修復(fù)材料對(duì)農(nóng)田輕中度Cd污染土壤修復(fù)效果研究[D]. 陳晨. 東華大學(xué), 2021(01)
標(biāo)簽：重金屬論文; 土壤重金屬污染論文; 重金屬檢測(cè)論文; 土壤結(jié)構(gòu)論文; 土壤分類(lèi)論文;