一、农产品对土壤中重金属的富集能力研究（论文文献综述）
顾思婷[1]（2021）在《有机肥部分替代氮肥对土壤质量、农产品产量及重金属累积的影响研究》文中研究说明为响应化肥零增长、减少环境污染、发展绿色可持续农业的需求,有机肥替代氮肥施用工作正在全面推进中,但由于所施用的土壤类型及农产品品种复杂多样,要想精准摸清不同土壤不同作物体系上有机肥替代氮肥安全施用的比例并非易事,同时有机肥部分替代氮肥长期施用后对不同土壤质量、环境容量及其上生长的农产品产量和质量安全等影响缺乏系统性研究。本文通过生菜种植体系下6种浙江省典型土壤类型上进行不同有机肥部分替代氮肥比例施用的盆栽试验以及洪积泥砂田土壤类型上进行不同有机肥部分替代氮肥比例施用的田间生菜种植验证试验,最后从旱作体系到水田种植体系,进行洪积泥砂田土壤类型上为期2年（2019-2020）的不同有机肥部分替代氮肥比例施用对土壤-水稻系统影响的小区试验研究,探究不同有机肥部分替代氮肥比例施用对土壤质量、其上生产的农产品的产量及质量安全等的影响,并联合多元线性回归和土壤重金属静态环境容量模型,分别提出了生菜和水稻种植体系的有机肥替代氮肥安全施用推荐比例及其土壤重金属静态环境容量。主要研究结果如下:（1）通过生菜种植体系下6种典型土壤类型上进行有机肥部分替代氮肥施用对土壤质量、生菜产量及重金属累积影响的盆栽试验,结果表明有机肥部分替代氮肥施用后土壤肥力显着提升,土壤全氮（TN）和有机质（SOM）含量增加明显（除黄松土外）,生菜产量增加显着（P<0.05）。有机肥部分替代氮肥施用对不同土壤及其上种植生菜的地上部重金属累积的影响差异较大,增加了黄泥砂田、洪积泥砂田和青紫泥田的Cd含量,但未达显着水平;显着降低了黄松土Cd含量的同时显着增加了其As含量（P<0.05）。淡涂粘田和洪积泥砂田种植的生菜地上部Cd含量显着增加,而黄红壤种植的生菜地上部Cd含量显着降低（P<0.05）。从有机肥部分替代氮肥施用对土壤质量、生菜产量和生菜地上部分重金属累积影响等方面综合分析,推荐青紫泥田和黄红壤安全替代施用比例为20%;黄松土的安全替代施用比例为30%;淡涂粘田的安全替代施用比例为40%。此外土壤重金属环境容量随着有机肥替代施用时间的增长而降低。因此需要采取相应的措施对有机肥替代施用进行严格的时间管控,从而来保证土壤质量和农产品质量安全。（2）不同有机肥部分替代氮肥比例施用对土壤质量、生菜产量及其重金属累积影响的田间验证试验结果表明,有机肥部分替代氮肥施用提高了土壤p H值和有机质含量（除M1处理）,但仅在40%替代比例时显着提高其含量（P<0.05）,且各施肥处理均能使土壤EC值和全氮含量提高。有机肥部分替代氮肥施用生菜增产明显,在有机肥替代比例为10%和40%时呈现显着增产（P<0.05）。短期内施用有机肥对土壤Cd和Cr的累积无明显影响,而土壤As和Pb含量呈降低趋势。有机肥部分替代氮肥施用显着提高了生菜地上部As和Pb的含量,但未对其Cd和Cr含量产生显着影响。有机肥部分替代氮肥短期施用后土壤细菌门水平下各物种相对丰度无显着变化,环境因子中土壤As含量和土壤EC值分别与土壤放线菌门细菌的相对丰度呈显着正相关关系（P<0.01）和显着负相关关系（P<0.05）。其中M1、M3和M4处理使土壤细菌群落发生了改变。环境因子中,土壤EC值和土壤Pb含量是土壤细菌群落组成变化的主要驱动因子,在有机肥部分替代氮肥施用中值得被关注。在大田种植环境下,洪积泥砂田有机肥部分替代氮肥的安全替代施用比例为40%,但由于洪积泥砂田本身存在一定的镉污染,虽然短期内有机肥施用未对土壤重金属的累积和生菜质量安全产生影响,但长期有机肥替代施用的环境效应不明确,有待于进一步研究。（3）通过2年（2019-2020）的水田种植体系下有机肥部分替代氮肥施用对土壤质量、水稻产量及其重金属累积影响的田间试验结果表明,2年试验后随着有机肥部分替代氮肥施用比例的增加,土壤EC值显着提升（P<0.05）,而土壤p H变化不显着;有机肥部分替代氮肥施用对土壤全氮、有机质及土壤Cd、Cr和As的含量及水稻产量未有显着影响。从有机肥部分替代氮肥施用对土壤环境质量、水稻产量和水稻籽粒重金属累积的影响综合分析来看,推荐种植秀水14、甬优1540、嘉67和绍糯9714的有机肥部分替代氮肥安全施用比例分别为10%、20%、30%和30%。在进行4个水稻品种的种植时,甬优1540的土壤Cr环境容量仅为其他品种的1/2左右。因此在进行甬优1540水稻品种的种植时需要更加严格管控有机肥的施用量及其施用时间。
顾顺斌[2]（2021）在《电子垃圾拆解周边区域土壤-蔬菜系统重金属污染特征、风险评价及安全利用研究》文中认为近年来,中国农用地重金属污染状况随着现代化进程的加快而加剧。自2016年中国推出《土壤污染防治行动计划》（土十条）以来,全国各地都积极开展了耕地质量调查与受污染耕地安全利用的工作。本研究选取浙江省某一具有长期电子垃圾拆解历史的区县为研究区域,并以该区域中的土壤-蔬菜系统为研究对象,通过实地采样、污染特征分析、风险评价及安全利用研究,分析并掌握了该区域的重金属污染及空间分布特征,并针对具有较高食用风险的蔬菜进行了安全利用研究,为受重金属污染的农用地提供了切实可行的安全生产方案。本研究取得的主要研究结果如下:1)研究区域土壤-蔬菜系统重金属含量及空间分布特征。研究区域蔬菜地土壤具有一定程度的重金属超标情况,污染区域主要分布在FJ街道,XQ镇和PJ镇,其中FJ街道重金属超标情况最为广泛且严重。超标元素主要为Cd、Cu和Zn。通过重金属的来源分析,当地缺乏制约的电子垃圾拆解工业是造成此三类重金属污染的主要源头;同时结果表明,该区域部分蔬菜中重金属含量超过了我国食品标准中的阈值。通过富集系数比较各类蔬菜对于重金属积累能力的差异,结果表明豇豆和包菜对重金属的富集积累能力较弱,而生菜和茄子则较易吸收积累Cd、Pb等重金属。2)研究区域重金属污染程度及健康风险评价。通过计算内梅罗综合污染指数,评估结果表明,当地蔬菜土壤受到了较为严重的以Cd,Cu和Zn为主的复合污染。潜在生态环境风险评价结果显示研究区域生态环境系统遭受了轻微的生态风险,主要污染元素为Cd。人体健康风险评价结果表明,当地居民面临一定程度的健康风险,食用蔬菜是造成健康风险的主要途径,Cd和Cr是威胁健康的主要风险元素,而生菜则具有最大的食用风险,番薯次之。3)受污染耕地安全利用研究结果。本研究选取当地典型污染农田土壤及具有最大食用风险的生菜进行盆栽钝化实验。结果表明,过磷酸钙、熟石灰、石灰石、生物质炭、海泡石及钙镁磷肥均能有效降低土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、Ni和Cr六种重金属的有效性;有机缓释肥虽然降低了土壤中Cd和Ni有效性,但同时增加了Pb、Cu、Zn和Cr的有效性。过磷酸钙、石灰石、熟石灰、秸秆生物质炭和海泡石处理能显着降低生菜可食部分Cd,Cu,Ni,Pb和Zn含量,同时增加了生菜生物量;钙镁磷肥和有机缓释肥不同程度地提高了生菜可食部分重金属含量同时降低了其生物量。综合考虑钝化材料对土壤中重金属的钝化效果、对生菜中重金属含量及长势的影响,施用2g/kg的熟石灰和石灰石具有最佳效果。
霍彦慧,王美娥,谢天,姜(王容),陈卫平[3]（2021）在《典型矿冶区周边农业用地农产品安全风险及影响因素》文中研究说明土壤重金属污染所引发的农产品安全风险日趋严重.以湖南省某典型矿冶区周边农业用地为研究区域,通过分析土壤及农产品重金属含量,揭示了研究区域农业用地土壤重金属污染特征及农产品安全风险,并应用主成分分析及相关性分析手段探明了主要影响因素.结果表明,研究区土壤主要重金属污染物为Cd、Cu、Pb和Zn,平均含量分别为9.12、358、303和185mg·kg-1,p H值范围为4.67～7.22,严格管控类别占比达100%;同种农产品对不同重金属元素的富集情况不同,重金属含量总体表现为:Zn> Cu> Pb> Cd,富集系数（BCF）值为:Cd> Zn> Cu> Pb,其中农产品Pb和Cd超标现象较为严重,超标率分别达78%和41%,具有较高的食用安全风险;不同种类农产品对同一种金属元素富集情况总体表现为叶菜类高于薯类和茄果类;农产品重金属含量可以由2个主成分反映,主成分1方差贡献率高达88.0%,主要受土壤重金属影响（P <0.01）;富集特征除受农产品种类影响外,还可由土壤p H值、阳离子交换量（CEC）和有机质（SOM）含量进行调控（r为-0.407～-0.641,P<0.05）.结果表明,研究区农业用地土壤和农产品均存在多种重金属复合污染,农产品安全风险较高,须规避农作物种植,对污染土壤采取一定的修复管控措施以降低相应风险.
张龙[4]（2021）在《锡矿山周边土壤、农产品锑污染状况及锑污染土壤植物修复探索》文中认为为了解锑矿区周边土壤与农产品锑（Sb）含量特征和污染状况,并且为锑污染土壤修复治理提供理论依据。以湖南锡矿山锑矿区为研究区,采集矿区周边不同区域耕地土壤以及相应农产品,共计193对,通过分析土壤锑量和基本理化性质以及农产品锑含量,研究锑在土壤-农产品系统中迁移和转换特征及评价土壤、农产品锑污染情况。并采用课题组前期发现的锑富集植物,结合筛选出的土壤锑活化剂,通过盆栽实验研究两种锑富集植物对土壤锑的吸收积累效果。主要结果如下:（1）研究区耕地土壤锑全量范围在39.56～8671.83mg/kg,土壤有效态锑含量范围在0.24～342.63mg/kg,占土壤锑全量仅有0.77%～1.97%。其中矿场北区、矿场中心区、矿场南区、乡镇中心区和城乡交接区农田土壤锑含量分别为151.7±2.42、1470±2.86、884.1±2.63、192.0±2.26和179.2±2.62mg/kg,分别超出世界卫生组织（WHO）规定的农田土壤中锑的最大允许浓度（31mg/kg）4.21、40.82、24.56、5.33、4.97倍,各区域耕地土壤受锑污染严重。（2）以香港公众健康与市政报务条例（PHM-SO）标准（食品锑限量值为1mg/kg）为参考标准,研究区农产品根茎类蔬菜、葱蒜类蔬菜和叶菜类蔬菜样品超标率分别达到了100%、100%和88.9%;其次是豆类蔬菜和茄果类蔬菜,超标率分别为62.50%和34.78%;瓜果类蔬菜和玉米（谷类）超标率分别为5.26%和2.17%。各类型农产品的锑富集系数均低于0.1,其中葱蒜类、根茎类和叶菜类蔬菜对锑的富集系数要明显高于豆类、瓜果类、茄果类蔬菜和玉米（谷类）。（3）盆栽实验得出攀倒甑（Patrinia villosa）富集系数最高为0.027,转运系数高为0.79;大狼杷草（Bidens frondosa）富集系数最高为0.025,转运系数最高为0.60,两种植物不具有锑富集特性,与前期野外调查结果差距较大。（4）土壤锑活化模拟实验结果表明:不同浓度柠檬酸、氨基三乙酸、磷酸二氢钠、硅酸钠和碳酸钠对三种土壤锑均有不同程度的活化效果,在前15天活化效果较为明显,随着时间的变化,活化率随之降低,说明活化效果不具有长效性。土壤Ⅰ在0.5%磷酸二氢钠、0.2%硅酸钠和1%碳酸钠处理后活化率最高比原土壤提高了217%、203%和211%;土壤Ⅱ在0.2%柠檬酸和1%碳酸钠处理后活化率最高比原土壤提高了277%和233%;土壤Ⅲ在不同浓度活化剂处理后锑活化率提升效果不明显。氨基三乙酸对三种土壤锑活化效果不明显。（5）活化剂联合两种植物盆栽实验结果表明:不同活化剂均可不同程度上促进攀倒甑和大狼杷草地上部对锑的积累吸收,其中柠檬酸、碳酸钠、硅酸钠处理后攀倒甑地上部锑含量最高比对照组分别提高了79.1%、85.3%和94.0%,碳酸钠、硅酸钠处理后攀倒甑富集系数最高比对照组分别提高了107%和91.2%,碳酸钠和硅酸钠处理后攀倒甑转运系数最高比对照组分别提高了186%和94.7%;硅酸钠和磷酸二氢钠处理后大狼杷草地上部锑含量最高比对照组提高了96.0%和77.8%,硅酸钠和磷酸二氢钠处理后大狼杷草富集系数最高比对照组提高了108%和88.8%,碳酸钠和磷酸二氢钠处理后大狼杷草转运系数最高比对照组提高了109%和83.2%。
郭敬阳[5]（2020）在《沼肥/钝化剂对土壤及菠菜中重金属镉/铬的影响研究》文中认为土壤重金属污染已威胁到人类的健康和生命安全,而重金属的危害与其赋存形态密切相关。沼肥作为重要的有机肥,如何科学施用对提高农产品质量和产量、减少重金属污染至关重要。本文以菠菜为种植作物,通过盆栽试验,研究施加沼肥及不同种类的钝化剂（沸石、赤泥、钙镁磷肥）对土壤重金属Cd、Cr的影响。利用BCR连续提取法分析重金属形态,对重金属各形态含量和分配率的变化、钝化效果及土壤污染指数进行分析;通过检测菠菜中根、茎、叶中重金属含量,计算了生物富集系数,分析了土壤可交换态和有效态含量与菠菜中重金属含量的相关性;分别用蒸馏水、KCl、Na4P2O7、Na OH、HNO3消煮分级提取法对土壤中重金属形态变化与腐殖质的相互作用进行分析,并采用傅立叶变换红外光谱及二维相关光谱对试验前后土壤的光谱特性进行分析,阐明土壤中重金属Cd、Cr与有机质的结合机制,为降低土壤中重金属Cd、Cr生物有效性、为沼渣沼液的合理利用及土壤重金属污染治理提供一定的科学数据。主要结论如下:（1）土壤中施加沼肥或沼肥+钝化剂,重金属Cd、Cr的可交换态含量及其分配率均较试验前的降低,而残渣态含量及其分配率均增加,Cd、Cr可交换态和有效态钝化效果均提高,污染指数均降低;方差分析结果表明,施加沼肥或沼肥+钝化剂对重金属Cd、Cr可交换态和残渣态的含量、分配率及其可交换态及有效态钝化效果均有显着影响（P<0.05）。（2）施用沼肥或沼肥+钝化剂,菠菜及其茎叶部位中重金属Cd、Cr含量和生物富集系数均降低,根茎叶中重金属Cd、Cr含量和生物富集系数大小顺序均为根>茎>叶;方差分析结果表明,施加沼肥或沼肥+钝化剂对菠菜及其茎叶部位重金属Cd、Cr含量和生物富集系数均有显着影响（P<0.05）;菠菜中重金属Cd、Cr含量与土壤重金属Cd、Cr有效态含量及可交换态含量的相关性均为显着正线性相关。（3）施加沼肥或沼肥+钝化剂,土壤重金属Cd主要以有机络合态和有机结合态为主,Cr主要以残渣态为主,有机结合态和有机络合态次之。土壤中水溶态、可交换态Cd、Cr在试验后比例均降低,残渣态在试验后比例升高。重金属Cd、Cr试验前土壤主要与富里酸（FA）结合,试验后各处理与胡敏酸（HA）结合的重金属Cd、Cr的比例呈现递增趋势;方差分析结果表明,施加沼肥或沼肥+钝化剂对土壤中重金属Cd、Cr的水溶态、可交换态、残渣态和HA-Cd、HA-Cr比例均有显着影响（P<0.05）。（4）采用傅里叶变换红外光谱及二维相关红外光谱对种植前后土壤的光谱特征进行了分析,试验前后土壤的红外光谱具有相似的光谱特征,仅在相对强度上存在一定的差异。土壤中酰胺化合物、碳水化合物、蛋白质、糖类等有机物含量减少,芳香族等腐殖质含量增加。通过吸收峰强度分析结果可知:施加沼肥+钙镁磷肥处理土壤腐殖化程度最高。在1800cm-1～900cm-1波数范围内的二维相关红外光谱显示,土壤中蛋白质类物质和芳香环类物质和多糖类物质过程中均存在协同作用,但不同处理表现出其它不同的协同作用,施加沼肥或沼肥+钝化剂有利于增强土壤的腐殖化程度,施加沼肥+钙镁磷肥处理效果更加明显。
彭敏[6]（2020）在《西南典型地质高背景区土壤-作物系统重金属迁移富集特征与控制因素》文中研究说明西南地区是我国最大的重金属地质高背景区,已有调查显示,区内土壤重金属点位超标率相对较高,可能具有较高的生态风险。然而,土壤重金属生态风险与其成因来源密切相关,地质成因的重金属通常具有较低的生物有效性和生态风险。目前针对西南地质高背景区土壤重金属污染的系统性研究相对较少,导致区内不同地质成因的土壤重金属污染生态风险不清、控制因素不明,不利于土地资源合理利用和农产品安全生产。为查明西南地质高背景区土壤-作物系统重金属迁移富集特征、存在形态、生物有效性及控制因素,本研究以广西横县碳酸盐岩区和云南昭通峨眉山玄武岩区的岩石、土壤垂向剖面、根系土壤和农作物为研究对象,在分析土壤、岩石、农作物样品重金属全量的基础上,开展了土壤样品重金属存在形态（七步）、Ca Cl2可提取态以及p H、有机质、质地、矿物组成等理化性质测试,利用多元统计分析手段,获得主要认识如下:1.横县碳酸盐岩区土壤重金属含量均显着高于成土母岩,指示其在风化成土过程中经历了强烈的次生富集作用;昭通玄武岩区土壤Cu、Ni、Zn、Co、V含量与成土母岩相近,具有典型的母岩继承性;而Cd、Cr、Hg含量则显着高于母岩,指示可能来源于风化成土过程中的次生富集。2.横县碳酸盐岩区土壤重金属在成土风化过程中随着Si、K、Na的流失而持续地相对残留富集,区内广泛发育的铁锰结核可能是其主要载体;昭通玄武岩区土壤中的Cu、Ni、Zn、Co、V可能主要与铁锰氧化物结合,As、Hg、Pb倾向于在硫化物相中富集,而Cd则可能主要与磷酸盐相结合。3.横县碳酸盐岩区和昭通玄武岩区两种不同类型的地质高背景区均具有土壤重金属含量高、生物有效性低、作物超标率低的典型特点。4.横县碳酸盐岩区和昭通玄武岩区作物籽实重金属生物富集系数均显着低于全国其他非地质高背景区和人为污染区,不同地区、不同重金属的生物富集系数影响因素各不相同,表明重金属在土壤-作物系统中的迁移富集过程受元素化学性质、土壤理化性质及植物生物作用等因素的综合影响。5.逐步回归分析结果显示,土壤风化程度和Si、Al、Fe、K等主量元素含量是影响横县碳酸盐岩区土壤重金属生物有效性的控制因素;而土壤重金属全量是影响昭通玄武岩区Cu、Hg、Zn生物有效性的控制因素。6.建立了具有较高预测精度（决定系数R2>0.5）和显着统计学意义（P<0.01）的横县碳酸盐岩区As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Zn和昭通玄武岩区Cu、Hg、Zn生物富集系数的预测方程。
李传章[7]（2020）在《微生物在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制研究》文中研究说明由于工业化、城镇化的快速发展,土壤重金属污染已成为我国重要环境问题,严重威胁着土壤生产力、农产品安全以及人体健康。微生物作为土壤生态系统中最活跃、最敏感的指标,在促进土壤质量和植物健康方面发挥着重要的作用。一旦土壤受到重金属污染,不仅会导致微生物群落结构的变化,还会影响到土壤生态系统的功能多样性和多种生物化学过程。为了更好地了解土壤健康状况以及重金属污染与微生物群落间的相互关系,本研究以广西大厂矿区下游典型重金属复合污染耕地为研究对象,采用高通量测序技术,分析微生物多样性、群落结构组成及功能,阐明微生物与重金属的相互作用及机理,为污染耕地土壤环境质量评价和修复提供依据。（1）研究区主要受到了Sb、Cd、As、Zn、Pb五种重金属污染元素的复合污染,其平均含量分别为451.09、7.77、247.96、1182.41、954.35 mg·kg-1,分别有100%、100%、97.5%、80%、75%的点位超过了我国农用地土壤管控标准中的风险筛选值。潜在生态风险评价结果表明研究区耕地土壤总体呈极强生态风险,其中Sb和Cd对其贡献率最高,分别为71.52%、23.02%。从空间分布来看,Cd、Zn含量空间分布一致,在西北部和中部有两个明显的高值区;而As、Sb、Pb含量空间分布一致,自西南向东北降低。从土地利用类型来看,重金属As、Pb、Sb含量均表现为旱地大于水田,分别是水田的1.47、2.03、1.88倍;而Zn、Cd含量均表现为水田大于旱地,分别是旱地的1.32、1.13倍。源解析表明重金属Sb、Pb、As污染主要来源于人类矿业活动的输入,而Cd、Zn污染是人类矿业活动输入和自然因素综合作用的结果。土壤重金属污染的同时,也带来土壤的酸污染,从而导致土壤重金属有效态含量变异增强。Cd、Pb、Zn三种有效态重金属的变异程度与对应的全量相比,均表现为明显增大。无论水田还是旱地,有效态Cd、Pb、Zn含量均与重金属As、Sb、Pb全量以及pH呈显着相关性,其空间分布格局相似。有效态Zn、Cd、Pb含量在旱地土壤中的平均含量明显高于水田,分别为水田的3.75、1.96、4.25倍;而有效态Sb含量表现为水田大于旱地。（2）重金属复合污染水田土壤中,细菌群落的优势门为变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、酸杆菌门（Acidobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）,平均丰度之和为80.73%;未定名酸杆菌纲（norank＿c＿Acidobacteria）、厌氧绳菌目（Anaerolineales）和根瘤菌目（Rhizobiales）为优势菌目,平均丰度分别为10.38%、10.09%和5.00%。真菌群落中,子囊菌门（Ascomycota）是绝对的优势门,平均丰度为77.20%;群落优势目为肉座菌目（Hypocreales）、粪壳菌目（Sordariales）、未分类真菌（unclassified＿k＿Fungi）和未分类子囊菌门（unclassified＿p＿Ascomycota）,平均丰度分别为31.48%、12.91%、10.71%和10.04%。重金属As、Sb、Pb以及有效态Cd、Zn污染对水田微生物群落结构和多样性影响较大,而细菌绿弯菌目（Chloroflexales）、芽单胞菌目（Gemmatimonadales）、粘球菌目（Myxococcales）、索利氏菌目（Solibacterales）、Subgroup＿7以及真菌伞菌目（Agaricales）对其有较强的耐性。细菌酸微菌目（Acidimicrobiales）、盖勒氏菌目（Gaiellales）、norank＿c＿S085、土壤红杆菌目（Solirubrobacterales）可能减少稻米中Cd的富集,而芽单胞菌目、粘球菌目、索利氏菌目以及真菌隐真菌门（Rozellomycota）可降低稻米As的富集。（3）重金属复合污染旱地土壤中,变形菌门、绿弯菌门、酸杆菌门和放线菌门也是最优势的细菌门,平均丰度之和为76.78%;优势菌目为未定名酸杆菌纲、根瘤菌目、芽孢杆菌目（Bacillales）、厌氧绳菌目,平均丰度分别为9.09%、6.84%、5.75%和5.19%。真菌群落中,子囊菌门的平均丰度最高,为63.35%;肉座菌目、被孢菌目（Mortierellales）为优势真菌目,平均丰度分别为29.81%和18.68%。重金属有效态Cd、Pb、Zn对旱地微生物群落结构和多样性影响较大,而细菌酸杆菌目（Acidobacteriales）、芽单胞菌目、JG30-KF-AS9、纤线杆菌目（Ktedonobacterales）、粘球菌目、浮霉菌目（Planctomycetales）、索利氏菌目、Subgroup＿7以及真菌银耳目（Tremellales）对其有较强的耐性。pH和有机质等理化性质在调节微生物对重金属污染的适应中发挥重要作用。（4）水田和旱地中的微生物多样性和群落结构均存在显着差异。旱地和水田共有的细菌OTU数目占比82.19%,而真菌仅47.65%。细菌厌氧绳菌目、粘球菌目、norank＿c＿KD4＿96、norank＿c＿SBR2076、43F-1404R、除硫单胞菌目（Desulfuromonadales）、酸性铁菌目（Acidiferrobacterales）、norank＿c＿Subgroup＿7以及真菌未分类子囊菌门、未分类粪壳菌目、未分类伞菌纲和伞菌目等在水田土壤中明显富集。而细菌芽孢杆菌目、根瘤菌目、红螺菌目（Rhodospirillales）、微单胞菌目（Micromonosporales）、硫还原菌目（Desulfurellales）以及真菌被孢霉目（Mortierellales）、银耳目、炭角菌目（Xylariales）和未分类座囊菌纲（unclassified＿c＿Dothideomycetes）等在旱地土壤中明显富集。（5）重金属复合污染耕地土壤共发现来自6类代谢通路的41个子功能类群,碳水化合物代谢（Carbohydrate metabolism）、氨基酸代谢（Amino acid metabolism）、膜运输（membrane transport）是细菌群落中主要的代谢功能。重金属污染是驱动细菌代谢功能变化的主要因子,旱地土壤细菌的重金属抗性功能为多糖的生物合成和代谢（Glycan biosynthesis and metabolism）、细胞的运动性（Cell motility）和次级代谢物的生物合成（Biosynthesis of other secondary metabolites）,其与大多数重金属指标呈显着正相关;而Cd、Zn是影响水田土壤细菌代谢功能的主要元素,其主要抗性功能为氨基酸代谢（Amino acid metabolism）、外源性生物降解与代谢（Xenobiotics biodegradation and metabolism）、类脂物代谢（Lipid metabolism）和次生代谢物的生物合成（Biosynthesis of other secondary metabolites）。重金属复合污染耕地土壤真菌群落可归类于8个生态功能群,其在旱地和水田土壤中的平均丰度差异较大,旱地土壤中真菌未定义（Unassigned）生态功能群的占比为19.83%,而水田土壤中达42.82%。旱地土壤真菌优势生态功能群为腐生菌群（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%）;而水田土壤中真菌优势生态功能为腐生菌群（29.46%）和病理寄生-腐生-共生菌群（18.21%）。旱地和水田中各生态功能群变异程度均较大,且各生态功能群对土壤环境因子响应不同,土壤理化性质的影响大于重金属。水田病理寄生-腐生-共生菌群对重金属Cd和Zn有较强耐性;而旱地共生菌群与重金属有效态含量呈显着正相关。
韩瑜[8]（2020）在《广州土壤-作物体系中镉的富集迁移及健康风险评估》文中研究说明以广州市为主要研究区域,主要从土壤-作物体系（叶菜蔬菜、水稻）镉（Cd）的含量情况着手,利用单因子评价法、表面土壤重金属活性评价法、农产品安全性评价法,评价Cd在土壤-作物（叶菜蔬菜、水稻）中的污染情况,探索土壤-作物体系Cd的相关性以及富集迁移的规律,建立富集模型。最后,运用靶标危害系数法来评价研究区域居民通过食用叶菜蔬菜和稻米摄入Cd的健康风险。由于广州市最常食用的主食包括大米、肠粉、河粉等均是稻米制品,菜心、生菜等又是广州市餐饮习惯中最常出现的蔬菜品种之二,并且在众多研究中发现叶菜类是蔬菜中重金属富集浓度最高的品种。因此,选择水稻和菜心、生菜作为研究目标具有较好的典型性。经过分析研究,得到以下主要结论:1.Cd在采样研究区域耕地土壤中有一定的积累,Cd含量均超过了广东省土壤Cd的背景值。针对采样区域土壤-作物体系进行Cd污染评价发现,菜地土壤中59.259%处于优先保护类Ⅰ1,29.630%处于优先保护类Ⅰ2;水稻土壤中76.923%处于优先保护类Ⅰ1,23.077%处于优先保护类Ⅰ2,即这些耕地土壤的镉污染风险较低,可忽略。另菜地土壤中11.111%处于安全利用类Ⅱ1,即该类耕地土壤有一定的镉污染,但风险可控。农作物中,92.308%的稻米和88.889%的叶菜蔬菜Cd含量均未超国家食品安全Cd的限量值,即采样的农作物Cd污染风险较低。2.研究作物以及作物不同器官对土壤Cd的富集特点表现出一定的差异性和一致性:可食用部分中叶菜蔬菜对土壤Cd的富集能力强于稻米,水稻中则稻根对土壤Cd富集能力强于其他器官,但所有作物均对土壤氯化钙（Ca Cl2）提取态Cd富集能力最强,对总量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态的Cd,总量Cd对于作物富集Cd的影响较小。同时,土壤Cd最容易在水稻根部富集,少量向上部迁移。构建土壤-作物体系中Cd的富集模型时发现:土壤-蔬菜体系Cd的富集模型拟合中土壤酸碱度（p H）对拟合系数的提高有较明显影响,土壤-水稻体系Cd的富集模型拟合中土壤p H、土壤有机碳含量（TOC）、土壤阳离子交换量（CEC）以及土壤颗粒含量均对拟合系数有逐步的提升,表明土壤理化性质对于土壤-作物体系中Cd的富集迁移有较明显的影响。3.成人和儿童经口摄入叶菜蔬菜和稻米Cd的健康风险评价中,成人的靶标危害系数（THQ,Target hazard quotients）值为THQveg-Cd=0.689、THQrice-Cd=0.199,儿童靶标危害系数值THQveg-Cd=1.507、THQrice-Cd=0.358。其中,儿童的THQ值均大于成人,说明儿童通过食用采集样品区域的叶菜蔬菜或稻米摄入Cd后可能造成的潜在非致癌健康风险较成人更大;儿童的THQveg-Cd>1,说明儿童通过食用采集样品区域的叶菜蔬菜摄入Cd可能存在潜在的非致癌健康风险,长期食用可能对身体造成危害,应予以关注。
贾中民[9]（2020）在《渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价》文中研究指明土壤重金属污染关系生态系统健康和农产品质量安全,进而影响人体健康,受到国内外的广泛关注。有研究深入分析了城市和农业土壤重金属污染特征,并评价了土壤重金属污染的生态健康风险,有利于土壤环境质量的提高和人居环境的改善。然而重庆市作为四大直辖市之一,其城镇快速发展区土壤与农作物重金属污染水平、生态环境和健康风险评价的系统研究相对有限。重庆市西北部的潼南区、合川区、铜梁区和大足区是建设主城菜篮子基地、实现重庆市农业现代化的重要区域之一,城郊特色效益农业潜力巨大,为重庆市民提供了大量的粮油、生猪、水产、蔬菜等主要农产品的供给保障,开展该区域土壤重金属的系统研究十分必要。为更好地了解渝西北地区（潼南区、合川区、铜梁区和大足区）土壤重金属生态环境风险及农产品对人体健康的影响,在4个区高密度采集了土壤样品1695件,采集水稻籽实101件、玉米籽实139件和叶类蔬菜88件,以及各类作物相同数量的根系土,按照相关规范要求,分析测试各类样品8种重金属元素含量、部分土壤样品重金属7步形态和其他相关理化指标。在此基础上,采用地统计学理论、GIS技术、多元回归分析、污染评价与源解析及生态健康风险评价等多种方法,系统研究了以下几个问题:（1）研究区土壤重金属含量水平及空间分布特征;（2）土壤重金属污染种类、程度及范围,查明重金属污染的主要来源及其贡献率;（3）土壤—作物系统重金属元素迁移累积特征及其安全性,并构建农作物超标重金属含量吸收模型;（4）表层土壤与农作物重金属元素的生态环境风险和健康风险水平。以期为当地土壤污染防治、农作物安全性及生态环境与人体健康风险管理等提供理论依据。主要结论如下:1.渝西北表层土壤As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn平均含量分别为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元素平均值均超过背景值,7种重金属元素在表层土壤不同程度累积,Cd元素是背景值的3.01倍,累积效应最大,其余6种元素是背景值的1.07～1.28倍。2.空间变异分析结果表明Cd、Pb元素拟合为线性模型,As、Ni元素拟合为球状模型,其余元素理论模型拟合为指数模型。8种元素的块基比[C0/（C0+C）]介于0.40～0.71之间,属于中等程度空间自相关关系,说明它们的空间变异受到结构性因素和随机性因素的共同影响。克里格插值结果显示,研究区除Hg在东部含量较高外,Zn、Cd、Pb、As、Ni、Cu和Cr 7种元素在研究区西部含量较高,且元素含量空间分布与地层界线基本耦合,但Cd和Pb存在局部的高值区,表明研究区土壤重金属含量明显受控于成土母质及成土作用过程,而Cd、Hg和Pb元素还受到人类活动的影响。3.研究区土壤Cr、Ni、Cu、Zn和As元素含量主要受地层（成土母岩）控制,更接近于强烈的空间自相关;而Hg受人为活动的影响更为明显,接近于很弱的空间自相关;Cd和Pb则受成土母岩和人为活动的共同影响。总体上,成土母质决定了研究区土壤重金属含量和空间分布,表生地球化学作用重塑了表层土壤重金属元素分布的宏观趋势,强烈的人类活动（如工矿业活动、农业生产活动等）破坏了Hg、Cd和Pb等元素的自然分布规律。4.研究区地累积指数平均值均小于1,由大到小依次为Cd>Pb>As>Zn>Ni>Hg>Cu>Cr;单因子污染指数平均值也小于1,依次为Cd>Cr>Cu=Zn>Ni>As>Pb>Hg,综合污染指数平均值为0.6;富集因子由大到小依次为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种评价方法结果虽略有不同,但总体结果基本一致。研究区总体上土壤污染程度较低,以无污染和轻微污染为主,存在一定程度的中-重度污染,即有一定数量的土壤点位中重金属Cd、Hg和As等具有较高的指数,这表明研究区已存在这些重金属元素的污染或背景值较高,尤其是Cd污染最为突出。5.相关分析、主成分分析/绝对主成分分数-多元回归方程受体模型（PCA/APCS-MLR）分析表明,研究区土壤重金属主要来源有自然源、工业源与农业源、大气降尘源。其中土壤Cu、Cr、Ni、Zn和As主要来源于自然源,对5种重金属的贡献率分别为85.51%、84.75%、86.78%、71.14%和83.95%,受地质背景（成土母质）控制明显;Cd主要来源于工农业活动源和自然源,贡献率分别为56.49%和43.51%,研究区工矿企业和农业活动造成的Cd输入明显,其生态效应需引起重视;Pb以工业活动源和农业活动源为主,贡献率为55.2%,同时自然源（成土母质）也是Pb的来源之一;而Hg以人为排放的大气降尘为主要来源,贡献率为86.9%。从源头上控制主要污染元素在农田土壤中的积累有助于降低农产品重金属富集风险,对研究区土壤Cd污染的控制应采取防止土壤酸化、减少工业活动排放和农业施肥输入等综合措施,土壤Pb主要是控制工业活动的排放,而控制煤炭燃烧产生的大气污染则是防治土壤Hg污染的重要措施之一。6.水稻、玉米和叶类蔬菜的根系土中Cd和Ni的超标率分别为25.5%和20.6%、27.3%和30.2%、45.5%和15.9%,其他如As、Cr、Cu、Pb也有超标点位存在,总体上蔬菜地>玉米地>水稻田。而对应农作物仅水稻籽实和玉米籽实Cd有超过标准限制值的点位,超标率分别为9.90%和8.63%。生物富集系数以Zn和Cd较高,Hg在蔬菜中虽有最高的富集系数,但蔬菜中Hg含量未超过标准限制值。这说明研究区重金属Cd及Zn的生物有效性较强,而其他重金属生物有效性较弱,这也是农作物Cd超标的主要原因之一。7.水稻、玉米和叶类蔬菜及其根系土中重金属含量的对应关系可以看出,酸性条件下作物内Cd含量会出现较高的误判,即作物内重金属含量和土壤里重金属含量并非简单的线性关系,需引入其他土壤关键因子进一步研究。利用Cd的生物富集系数并引入土壤其他因子进行多元回归分析构建作物吸收模型显示,水稻籽实、玉米籽实和叶类蔬菜中Cd含量与土壤p H值呈负相关,土壤偏酸性会促进作物对Cd的吸收累积。同时土壤中Ca O对水稻籽实中的Cd累积、土壤K2O和S对玉米籽实和叶类蔬菜中的Cd累积具有抑制作用,而土壤中Si O2对水稻籽实Cd积累具有促进作用。实际生产中可以通过控制土壤酸碱度及相关因子含量来减缓重金属元素的生物有效性,提高研究区农产品质量。8.研究区表层土壤整体处于中等潜在生态风险等级,重金属危害程度由强到弱依次为Cd>Hg>As>Pb>Cu>Ni>Cr>Zn,平均值从高到低依次为大足（184.9±57.6;平均值±S.D.）≈铜梁（182.0±90.8）>潼南（165.6±36.9）≈合川（165.4±71.3）,Pb、Cu、Ni、Cr和Zn均为轻微生态危害等级,As基本处于轻微生态危害等级,Cd和Hg主要处于中等生态危害等级,二者可能造成的生态危害应引起重视。9.研究区土壤重金属环境无风险或可忽略（优先保护类）的点位占81%,可能存在环境风险但风险可控（安全利用类）的样点占19%,无明显环境污染风险区（严格管控类）。优先保护类主要分布于研究区西部和东北部,整体围绕安全利用类土壤呈连续性分布;安全利用类主要分布在研究区东部和南部,零星分布在中西部,主要呈不规则的斑块状分布。风险评估码（RAC）显示,除Cd外其他重金属元素主要以残渣态形式存在,无环境风险或风险较低,而土壤Cd处于高风险状态,生物有效组分达到39.67%,与其他地区比较发现非地质高背景区土壤重金属Cd的生物活性明显高于地质高背景区。因此,研究区土壤环境风险主要由Cd元素及其较高的生物有效性引起。10.研究区可能存在由重金属引起的非致癌健康风险,除了膳食摄入重金属成人致癌风险高于儿童外,无论土壤重金属致癌、非致癌风险或膳食摄入重金属非致癌风险,儿童更容易受到潜在健康风险影响。土壤Ni元素对非致癌健康风险贡献率最大,且儿童的单一非致癌健康风险指数大于1;土壤Cr对致癌风险贡献率最大;农作物中As对非致癌贡献率最大,而Cd对致癌贡献率最大。土壤—农作物系统中8种重金属对成人和儿童的综合非致癌风险系数分别为0.397和2.17,成人没有显着的非致癌风险,儿童综合非致癌风险指数大于1,可能存在非致癌风险,主要是由Ni元素通过土壤皮肤接触产生的非致癌风险引起的。成人和儿童总致癌风险指数平均值处于10-6～10-4之间,处于可接受水平。综上所述,基于污染评价、生态环境和健康风险评价部分可知,研究区应将Cd、Hg和Ni列为优先控制的重金属元素,而As、Pb和Cu等重金属元素因某些点位含量超过GB15618-2018D的风险筛选值或者指数（Igeo、EF和RI）较高也不能忽视。因此,需重视研究区土壤Cd的安全利用问题,应积极采取农艺调控或筛选低累积品种进行替代种植等安全利用措施降低农产品超标现状,同时减少工矿业活动对Cd和Hg的排放及农业生产活动（如含高Cd磷肥的施用等）对土壤Cd的输入,并避免儿童过多地接触土壤以便消除儿童的非致癌健康风险。研究区土壤重金属的首次系统评价为当地政府制定政策提供了重要信息,评价提供的定量证据表明迫切需要加强土壤污染防治工作,以保护居民免受排放到环境中重金属的危害。
陈晨[10]（2021）在《三种秸秆类修复材料对农田轻中度Cd污染土壤修复效果研究》文中研究说明轻中度Cd污染农田土壤的修复与秸秆废弃物的离田处理利用是当前我国农业生产中亟待解决的问题,秸秆资源化利用与农田土壤轻中度Cd污染生态修复的有机结合正成为我国绿色农业发展的一个重要方向。本研究选取常见蔬菜作为供试作物,基于盆栽试验和大棚田间试验,以水稻秸秆为原料,研究探讨了秸秆沼渣有机肥、秸秆生物炭、粉碎秸秆三种修复材料对弱酸性和弱碱性Cd污染农田土壤的修复效果及影响因素。结合材料电镜表征、吸附性试验,分析了三种水稻秸秆类修复材料对Cd污染土壤的修复机理,并探讨了轻中度Cd污染农田土壤的生态修复可行性路径。主要研究结论如下:（1）弱酸性中度Cd污染土壤修复盆栽试验结果表明,秸秆类材料与石灰联用后,叶菜类农产品中Cd含量未超标。土壤有机质含量和p H值显着提高（P<0.05）,15 t·ha-1施加量的秸秆沼渣有机肥和20t·ha-1施加量的秸秆生物炭显着降低（P<0.05）了土壤中有效态Cd含量。土壤有效态Cd含量与叶菜类农产品Cd含量呈极显着正相关关系（P<0.01）,与土壤有机质含量、p H值呈显着负相关关系（P<0.05）。从经济和农产品安全角度分析,7.5 t·ha-1施用量的粉碎秸秆与石灰联用为弱酸性中度Cd污染土壤适宜修复方式。（2）弱酸性轻度Cd污染土壤修复盆栽试验结果表明,三种秸秆类修复材料可提高农作物生物量,显着降低（P<0.05）农作物富集系数和土壤中有效态Cd含量。当土壤的Cd含量为<0.5 mg·kg-1时,粉碎秸秆为成本最低的适宜修复材料;当土壤Cd含量为0.5-0.7mg·kg-1时,秸秆沼渣有机肥可作为种植叶菜类蔬菜适宜修复材料,粉碎秸秆可作为种植茄果类蔬菜适宜修复材料。（3）弱碱性轻度Cd污染土壤大棚试验修复研究表明,三种秸秆类修复材料可显着（P<0.05）增加叶菜类农产品的生物量、土壤肥力,但对土壤有效态Cd含量和叶菜类农产品中Cd富集影响不显着。Pearson相关分析表明,土壤容重与叶菜类农产品生物量呈极显着负相关（P<0.01）。在弱碱性Cd污染土壤中,秸秆类材料对Cd总量和有效态Cd影响不明显,但因能改善土壤团粒结构、土壤肥力和有机质而提升农产品产量。从农产品食用安全角度分析,秸秆沼渣有机肥为弱碱性Cd污染土的适宜修复材料,适宜施加量为7.5 t·ha-1。（4）结合三种秸秆材料的电镜扫描、Cd吸附试验,结果表明三种秸秆类修复材料均有大量孔隙,具有良好的吸附性;三种秸秆类修复材料对Cd吸附能力为:秸秆生物炭>秸秆沼渣有机肥>粉碎秸秆。冗余分析结果显示,土壤有效态Cd和p H值是农作物吸收富集Cd和影响农产品食用安全的主导因素。对于农田轻中度Cd污染土壤,应优先通过调节p H手段,将土壤有效态Cd含量控制在0.3 mg·kg-1以下,然后采用绿色修复剂进一步稳定钝化土壤Cd,并改善土壤团粒结构和土壤肥力,达到轻中度Cd污染土壤的安全利用效果。
二、农产品对土壤中重金属的富集能力研究（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、农产品对土壤中重金属的富集能力研究（论文提纲范文）
（1）有机肥部分替代氮肥对土壤质量、农产品产量及重金属累积的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国肥料资源及使用现状 |
| 1.1.1 化肥资源及利用现状 |
| 1.1.2 有机肥资源及利用现状 |
| 1.2 有机肥部分替代氮肥施用对土壤质量的影响 |
| 1.2.1 对土壤肥力质量的影响 |
| 1.2.2 对土壤环境质量的影响 |
| 1.2.3 对土壤微生物群落的影响 |
| 1.3 有机肥部分替代氮肥对农产品产量及重金属累积的影响 |
| 1.3.1 对农产品产量的影响 |
| 1.3.2 对农产品重金属累积的影响 |
| 1.4 研究意义与技术路线 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 有机肥部分替代氮肥施用对土壤质量、生菜产量及重金属累积的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 样品采集与分析 |
| 2.2.4 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 有机肥部分替代氮肥施用对土壤理化及重金属累积的影响 |
| 2.3.2 有机肥部分替代氮肥施用对生菜产量及其地上部重金属累积的影响 |
| 2.3.3 有机肥部分替代氮肥施用的土壤重金属环境容量 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 有机肥部分替代氮肥施用对土壤质量、生菜产量及其重金属累积影响的田间验证试验 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验区概况 |
| 3.2.2 供试材料 |
| 3.2.3 试验设计 |
| 3.2.4 样品采集与分析 |
| 3.2.5 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 有机肥部分替代氮肥施用对土壤理化性质及重金属累积的影响 |
| 3.3.2 有机肥部分替代氮肥施用对土壤微生物群落的影响 |
| 3.3.3 有机肥部分替代氮肥施用对生菜产量及重金属含量的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 有机肥部分替代氮肥施用对土壤质量、水稻产量及重金属累积的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验区概况 |
| 4.2.2 供试材料 |
| 4.2.3 试验设计 |
| 4.2.4 样品采集与分析 |
| 4.2.5 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 有机肥部分替代氮肥施用对土壤理化及重金属含量的影响 |
| 4.3.2 有机肥部分替代氮肥施用对水稻产量及其籽粒重金属含量的影响 |
| 4.3.3 有机肥部分替代氮肥施用的土壤重金属环境容量 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 不足和展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（2）电子垃圾拆解周边区域土壤-蔬菜系统重金属污染特征、风险评价及安全利用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属的危害 |
| 1.1.2 土壤中重金属来源 |
| 1.1.3 中国土壤重金属污染现状 |
| 1.2 土壤污染及健康风险评价研究进展 |
| 1.2.1 土壤污染评价 |
| 1.2.2 健康风险评价 |
| 1.3 受污染耕地安全利用 |
| 1.3.1 植物修复及种植低积累作物 |
| 1.3.2 原位钝化修复 |
| 1.4 研究目的及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集、重金属测定及空间分析方法 |
| 2.2.1 土壤蔬菜样品采集 |
| 2.2.2 土壤蔬菜样品前处理及重金属含量测定 |
| 2.2.3 克里格插值方法 |
| 2.2.4 数据分析及图件绘制 |
| 第三章 研究区域土壤-蔬菜系统中重金属分布特征 |
| 3.1 土壤中重金属含量特征 |
| 3.2 蔬菜中重金属含量特征 |
| 3.3 蔬菜富集系数 |
| 3.4 土壤-蔬菜系统中重金属空间分布特征及来源识别 |
| 3.4.1 土壤-蔬菜系统重金属分布 |
| 3.4.2 土壤重金属来源识别 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 土壤环境与健康风险评价 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 单因子与内梅罗综合污染指数法 |
| 4.1.2 潜在生态风险评价 |
| 4.1.3 人体健康风险评价 |
| 4.2 土壤重金属污染评价结果 |
| 4.2.1 单因子及内梅罗综合污染评价 |
| 4.2.2 潜在生态环境风险评价 |
| 4.3 人体健康风险评价结果 |
| 4.3.1 非致癌风险评价 |
| 4.3.2 致癌风险评价 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 高风险蔬菜产地环境土壤的安全利用研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 生菜盆栽实验设计 |
| 5.1.2 土壤蔬菜中重金属测定 |
| 5.1.3 数据分析及图件绘制 |
| 5.2 不同钝化剂对土壤p H、重金属有效态的影响 |
| 5.3 不同钝化剂对生菜产量的影响 |
| 5.4 不同钝化剂对生菜地上、地下部分重金属含量的影响 |
| 5.5 健康风险评价 |
| 5.6 讨论 |
| 5.7 小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（3）典型矿冶区周边农业用地农产品安全风险及影响因素（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 样品化学分析 |
| 1.3 数据分析 |
| 1.3.1 基于Nemerow法的综合肥力指数计算 |
| 1.3.2 生物富集系数计算 |
| 1.3.3 日均饮食重金属摄入量计算 |
| 1.3.4 统计分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 研究区土壤重金属污染物识别及污染状况 |
| 2.2 主要农产品重金属含量及其累积特征 |
| 2.3 研究区主要农产品安全风险分析 |
| 2.4 农产品安全风险的影响因素分析 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（4）锡矿山周边土壤、农产品锑污染状况及锑污染土壤植物修复探索（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 锑的危害 |
| 1.2.2 我国土壤中锑的分布污染现状 |
| 1.2.3 锑对植物的生物有效性 |
| 1.2.4 土壤中锑污染修复技术 |
| 1.2.4.1 物理/化学修复技术 |
| 1.2.4.2 生物修复技术 |
| 1.2.4.3 农业生态修复技术 |
| 1.3 研究创新点 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 试验材料与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 锑矿区 |
| 2.1.2 土壤活化和盆栽试验地点 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 锑矿区样品采集和处理 |
| 2.2.2 两种植物锑积累特性研究盆栽实验 |
| 2.2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2.2 盆栽实验设计 |
| 2.2.2.3 盆栽样品采集和处理 |
| 2.2.3 土壤锑活化模拟实验 |
| 2.2.3.1 供试材料 |
| 2.2.3.2 试验验设计 |
| 2.2.4 活化剂联合植物盆栽试验 |
| 2.2.4.1 供试材料 |
| 2.2.4.2 试验设计 |
| 2.2.4.3 盆栽样品采集和处理 |
| 2.3 样品测试与分析 |
| 2.3.1 土壤理化性质测定 |
| 2.3.2 土壤锑全量和有效态锑测定 |
| 2.3.3 农产品及盆栽植物锑测定 |
| 2.4 数据处理与方法 |
| 2.4.1 富集系数 |
| 2.4.2 转运系数 |
| 2.4.3 土壤锑的活化率 |
| 2.4.4 评价方法 |
| 第3章 锑矿区耕地土壤重金属和农产品对锑积累特征 |
| 3.1 锑矿区表层土壤理化性质特征 |
| 3.2 锑矿区表层土壤锑分布特征 |
| 3.3 研究区农产品锑含量特征 |
| 3.3.1 不同区域农产品锑含量特征 |
| 3.3.2 不同农产品中锑含量特征 |
| 3.3.3 不同类型农产品锑含量与土壤基本性质相关性分析 |
| 3.4 农产品锑富集系数差异性 |
| 3.4.1 不同农产品中锑富集系数比较 |
| 3.4.2 不同土壤锑含量下各类农产品富集系数差异 |
| 3.5 研究区农产品锑污染评价 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 两种植物对锑矿区土壤锑的积累特性 |
| 4.1 两种植物盆栽土壤锑含量及基本理化性质 |
| 4.2 不同土壤锑含量下攀倒甑生物量及锑含量特征 |
| 4.3 不同土壤锑含量下大狼杷草生物量及锑含量特征 |
| 4.4 不同土壤锑含量下两种植物对锑的富集和转运能力 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 活化剂对土壤有效锑转化的影响 |
| 5.1 柠檬酸 |
| 5.2 氨基三乙酸 |
| 5.3 磷酸二氢钠 |
| 5.4 硅酸钠 |
| 5.5 碳酸钠 |
| 5.6 讨论 |
| 5.7 小结 |
| 第6章 活化剂对两种植物吸收锑的效果研究 |
| 6.1 不同活化剂处理对攀倒甑盆栽影响 |
| 6.1.1 不同活化剂处理后攀倒甑盆栽土壤锑含量及理化性质特征 |
| 6.1.2 不同活化剂处理对攀倒甑生物量和锑吸收量影响 |
| 6.2 不同活化剂处理对大狼杷草盆栽影响 |
| 6.2.1 不同活化剂处理后大狼杷草盆栽土壤锑含量及理化性质特征 |
| 6.2.2 不同活化剂处理对大狼杷草生物量和锑吸收量影响 |
| 6.3 不同活化剂处理对攀倒甑富集和转运系数影响 |
| 6.4 不同活化剂处理对大狼杷草富集和转运系数影响 |
| 6.5 讨论 |
| 6.6 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.1.1 锑矿区耕地土壤和农产品锑含量特征 |
| 7.1.2 攀倒甑和大狼杷草对锑的积累特性 |
| 7.1.3 不同活化剂对土壤有效态锑转化影响 |
| 7.1.4 攀倒甑和大狼杷草在不同活化剂处理后对锑的吸收积累效果 |
| 7.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附件 |
| 个人简历 |
| 致谢 |
（5）沼肥/钝化剂对土壤及菠菜中重金属镉/铬的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 沼肥利用现状 |
| 1.2 土壤重金属污染及其危害概述 |
| 1.2.1 土壤重金属污染 |
| 1.2.2 土壤重金属来源 |
| 1.2.3 土壤重金属危害 |
| 1.3 沼肥及钝化剂对土壤和作物中重金属影响的国内外研究现状 |
| 1.3.1 沼肥对土壤和作物中重金属影响的国内外现状 |
| 1.3.2 钝化剂对土壤和作物中重金属影响的国内外现状 |
| 1.3.3 基于红外光谱分析有机质与重金属的影响国内外现状 |
| 1.4 研究目的、意义及主要内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器设备 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验主要仪器设备 |
| 2.2 试验方案 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 试验主要测试项目与方法 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 第三章 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬的影响 |
| 3.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬的形态的影响 |
| 3.1.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cd的形态的影响 |
| 3.1.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cr的形态的影响 |
| 3.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬各形态分配率的影响 |
| 3.2.1 沼肥/钝化剂对土壤中重金属Cd形态分配率的影响 |
| 3.2.2 沼肥/钝化剂对土壤中重金属Cr形态分配率的影响 |
| 3.2.3 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬生物有效性的影响 |
| 3.3 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬钝化效果的影响 |
| 3.3.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬可交换态钝化效果的影响 |
| 3.3.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬有效态钝化效果的影响 |
| 3.4 沼肥/钝化剂对土壤污染指数的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属镉/铬的影响 |
| 4.1 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属镉/铬含量的影响 |
| 4.1.1 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属Cd含量的影响 |
| 4.1.2 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属Cr含量的影响 |
| 4.2 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属镉/铬富集系数的影响 |
| 4.2.1 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属Cd富集系数的影响 |
| 4.2.2 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属Cr富集系数的影响 |
| 4.3 菠菜中重金属镉/铬含量与土壤重金属镉/铬含量的相关性分析 |
| 4.3.1 菠菜中重金属Cd含量与土壤重金属Cd含量的相关性分析 |
| 4.3.2 菠菜中重金属Cr含量与土壤重金属Cr含量的相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬钝化机理的研究 |
| 5.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cd/Cr腐殖质分级提取形态变化的影响 |
| 5.1.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cd腐殖质分级提取形态变化的影响 |
| 5.1.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cr腐殖质分级提取形态变化的影响 |
| 5.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬与腐殖质结合机制的研究 |
| 5.2.1 土壤重金属Cd与腐殖质结合机制 |
| 5.2.2 土壤重金属Cr与腐殖质结合机制 |
| 5.3 沼肥/钝化剂对土壤影响的红外光谱分析 |
| 5.3.1 沼肥/钝化剂对土壤红外光谱特征的影响 |
| 5.3.2 沼肥/钝化剂对土壤影响的二维红外光谱特性分析 |
| 5.4 本章小节 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位论文期间发表文章 |
（6）西南典型地质高背景区土壤-作物系统重金属迁移富集特征与控制因素（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 主要创新点 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 广西横县碳酸盐岩区 |
| 2.2 云南昭通玄武岩区 |
| 第三章 主要工作量与工作方法 |
| 3.1 完成的主要工作量 |
| 3.2 样品采集与前处理 |
| 3.3 样品分析测试 |
| 3.4 分析质量控制 |
| 3.5 评价标准与指标 |
| 3.6 数据处理与图件编制 |
| 第四章 广西横县碳酸盐岩区土壤-作物系统重金属迁移富集特征及控制因素 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 成土母岩元素地球化学特征 |
| 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响因素 |
| 4.5 土壤重金属元素存在形态及其影响因素 |
| 4.6 土壤-作物系统重金属迁移富集特征及控制因素 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 云南昭通玄武岩区土壤-作物系统重金属迁移富集特征及控制因素 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 成土母岩元素地球化学特征 |
| 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响因素 |
| 5.5 土壤重金属CaCl_2可提取态特征及其影响因素 |
| 5.6 土壤-作物系统重金属迁移富集特征及控制因素 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 1.攻读博士期间承担项目情况 |
| 2.攻读博士期间发表论文情况 |
（7）微生物在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 耕地土壤重金属污染及危害 |
| 1.1.1 耕地土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 耕地土壤重金属污染来源 |
| 1.1.3 耕地土壤重金属污染危害 |
| 1.2 耕地土壤微生物群落多样性研究进展 |
| 1.2.1 耕地土壤微生物多样性 |
| 1.2.2 耕地土壤微生物多样性研究方法 |
| 1.2.3 耕地土壤微生物多样性生态服务功能 |
| 1.3 影响耕地土壤微生物多样性的环境因子 |
| 1.3.1 重金属对土壤微生物多样性的影响 |
| 1.3.2 土壤理化性质对土壤微生物的影响 |
| 1.3.3 土地利用方式对土壤微生物的影响 |
| 1.4 土壤微生物对重金属生物有效性的影响 |
| 1.4.1 微生物对土壤重金属的溶解 |
| 1.4.2 微生物对土壤重金属的吸附和富集 |
| 1.4.3 微生物对土壤重金属的转化作用 |
| 1.5 课题目的、研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.5.4 创新点 |
| 第二章 土壤重金属污染现状及来源解析研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 样品采集、保存及制备 |
| 2.1.3 样品分析测定 |
| 2.1.4 评价方法与标准 |
| 2.1.5 数据统计分析 |
| 2.2 结果分析 |
| 2.2.1 研究区土壤理化性质的变化特征 |
| 2.2.2 研究区土壤重金属含量的变化特征 |
| 2.2.3 研究区土壤重金属有效态含量的变化特征 |
| 2.2.4 研究区稻米重金属含量特征 |
| 2.3 结果讨论 |
| 2.3.1 耕地土壤重金属总体污染状况 |
| 2.3.2 耕地土壤重金属污染来源分析 |
| 2.3.3 耕地土壤重金属有效态含量的影响因素 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 微生物在重金属复合污染水田土壤的变化特征及驱动机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品测定分析 |
| 3.1.2 数据处理分析 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 水田土壤微生物α多样性 |
| 3.2.2 水田土壤微生物β多样性 |
| 3.2.3 水田土壤微生物群落组成 |
| 3.2.4 环境因子与水田微生物群落的相关关系 |
| 3.2.5 微生物对稻米重金属生物富集的影响 |
| 3.3 结果讨论 |
| 3.3.1 环境因子对水田土壤微生物多样性的影响 |
| 3.3.2 水田土壤微生物对重金属污染的适应 |
| 3.3.3 微生物群落对稻米重金属生物富集的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 微生物在重金属复合污染旱地土壤的变化特征及驱动机制 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品测定分析 |
| 4.1.2 数据处理分析 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 旱地土壤微生物α多样性 |
| 4.2.2 旱地土壤微生物群落组成 |
| 4.2.3 环境因子与旱地微生物群落的相关关系 |
| 4.2.4 微生物在旱地和水田中的差异 |
| 4.3 结果讨论 |
| 4.3.1 环境因子对旱地土壤微生物多样性的影响 |
| 4.3.2 微生物群落对重金属复合污染旱地土壤的适应 |
| 4.3.3 微生物在旱地和水田中的差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 微生物功能在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 样品测定 |
| 5.1.3 微生物功能预测分析 |
| 5.1.4 数据统计分析 |
| 5.2 结果分析 |
| 5.2.1 土壤细菌代谢功能 |
| 5.2.2 环境因子对细菌代谢功能的影响 |
| 5.2.3 土壤真菌生态功能预测 |
| 5.2.4 环境因子对真菌生态功能的影响 |
| 5.3 结果讨论 |
| 5.3.1 土壤细菌代谢功能及影响因素 |
| 5.3.2 土壤真菌生态功能及影响因素 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.1.1 耕地土壤重金属污染及来源分析 |
| 6.1.2 重金属复合污染水田土壤微生物群落结构特征及其影响因素 |
| 6.1.3 重金属复合污染旱地土壤微生物群落结构特征及其影响因素 |
| 6.1.4 重金属复合污染耕地土壤微生物功能组成及其影响因素 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
（8）广州土壤-作物体系中镉的富集迁移及健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景、目的与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 耕地土壤重金属污染风险评价研究 |
| 1.2.2 土壤-作物体系重金属富集模型研究 |
| 1.2.3 人体健康风险评价 |
| 第二章 研究区域、研究方法和技术路线 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 社会经济概况 |
| 2.2 采样与分析 |
| 2.2.1 采样布点 |
| 2.2.2 样品采集与前处理 |
| 2.2.3 样品测定分析 |
| 2.2.4 数据处理与分析 |
| 2.3 研究内容与技术路线 |
| 2.3.1 土壤-作物体系重金属的污染风险评价 |
| 2.3.2 土壤-作物体系中镉的富集 |
| 2.3.3 作物镉的健康风险评价 |
| 2.3.4 技术路线 |
| 第三章 土壤-蔬菜体系中镉的含量特征及富集 |
| 3.1 菜地土壤中镉的含量特征及污染评价 |
| 3.1.1 菜地土壤中镉的含量特征 |
| 3.1.2 菜地土壤中镉的污染评价 |
| 3.2 蔬菜中镉的含量特征及污染评价 |
| 3.2.1 蔬菜中镉的含量特征 |
| 3.2.2 蔬菜中镉的污染评价 |
| 3.3 土壤-蔬菜体系中镉的富集 |
| 3.3.1 土壤-蔬菜体系中镉的相关性及富集特征 |
| 3.3.2 土壤-蔬菜体系中镉的富集模型 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 土壤-水稻体系中镉的含量特征及富集 |
| 4.1 水稻土壤中镉的含量特征及污染评价 |
| 4.1.1 水稻土壤中镉的含量特征 |
| 4.1.2 水稻土壤中镉的污染评价 |
| 4.2 水稻中镉的含量特征及污染评价 |
| 4.2.1 水稻中镉的含量特征 |
| 4.2.2 水稻中镉的污染评价 |
| 4.3 土壤-水稻体系中镉的富集 |
| 4.3.1 土壤-水稻体系中镉的相关性及富集特征 |
| 4.3.2 土壤-水稻体系镉的富集模型 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 作物中镉的健康风险评价 |
| 5.1 叶菜蔬菜中镉的健康风险评价 |
| 5.2 稻米中镉的健康风险评价 |
| 5.3 小结 |
| 结论与讨论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 特点和不足 |
| 6.2.1 特点 |
| 6.2.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染来源 |
| 1.1.3 土壤重金属污染特点与危害 |
| 1.2 土壤重金属污染评价与源解析 |
| 1.2.1 土壤重金属污染评价 |
| 1.2.2 土壤重金属污染源解析 |
| 1.3 土壤重金属生态环境与健康风险评价 |
| 1.3.1 潜在生态风险评价 |
| 1.3.2 土壤重金属环境风险评价 |
| 1.3.3 人体健康风险评价 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 选题依据和意义 |
| 2.2 研究目标和研究内容 |
| 2.2.1 研究目标 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.4 论文创新点 |
| 第3章 研究区概况与研究方法 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.1.1 研究区的选择 |
| 3.1.2 自然地理 |
| 3.1.3 地质背景 |
| 3.1.4 矿产资源 |
| 3.1.5 土壤类型 |
| 3.1.6 土地利用现状 |
| 3.1.7 农业和农村经济 |
| 3.2 样品采集与测试 |
| 3.2.1 土壤样品采集与前处理 |
| 3.2.2 植物样品及根系土样品采集与前处理 |
| 3.2.3 土壤样品的测试与质量评述 |
| 3.2.4 土壤形态分析样品测试与质量评述 |
| 3.2.5 植物样品测试与质量评述 |
| 3.3 数据处理与研究方法 |
| 第4章 土壤重金属含量特征与空间分布 |
| 4.1 土壤重金属元素含量特征 |
| 4.2 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.2.1 半变异函数及其模型 |
| 4.2.2 土壤重金属空间变异分析 |
| 4.2.3 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 土壤重金属污染与来源解析 |
| 5.1 土壤重金属污染特征与分析 |
| 5.1.1 地累积指数 |
| 5.1.2 富集因子 |
| 5.1.3 内梅洛污染指数 |
| 5.2 土壤重金属污染源解析 |
| 5.2.1 研究方法 |
| 5.2.2 相关性分析 |
| 5.2.3 主成分分析(APC)—重金属来源分析 |
| 5.2.4 APCS—MLR源解析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 土壤—作物系统重金属累积规律及其影响因素 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 土壤和作物安全性评价方法 |
| 6.1.2 生物富集系数 |
| 6.1.3 作物吸收重金属模型构建方法 |
| 6.2 土壤—作物系统中重金属含量特征及其累计规律 |
| 6.2.1 根系土中重金属含量特征及其安全性 |
| 6.2.2 水稻、玉米和叶类蔬菜重金属含量特征及安全性 |
| 6.2.3 土壤—作物系统重金属迁移累积规律 |
| 6.3 重金属元素生物有效性的影响因素 |
| 6.3.1 生态效应吸收模型 |
| 6.3.2 数据异常值处理 |
| 6.3.3 可预测性分析 |
| 6.3.4 农作物吸收模型 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 土壤与农作物重金属的生态环境和健康风险评价 |
| 7.1 土壤重金属生态风险特征与分析 |
| 7.1.1 评价方法 |
| 7.1.2 土壤重金属单项生态风险 |
| 7.1.3 土壤重金属综合生态风险 |
| 7.2 土壤重金属环境风险特征与分析 |
| 7.2.1 评价方法 |
| 7.2.2 土壤环境风险类型划分 |
| 7.2.3 基于重金属生物活性的风险评估 |
| 7.3 土壤与农作物重金属的人体健康风险评价 |
| 7.3.1 基于土壤重金属的健康风险特征与分析 |
| 7.3.2 基于自产作物的健康风险特征与分析 |
| 7.3.3 土壤和作物健康风险综合对比分析 |
| 7.4 讨论 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的论文及参加课题 |
（10）三种秸秆类修复材料对农田轻中度Cd污染土壤修复效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 我国土壤重金属污染现状 |
| 1.2.1 农田土壤中重金属的来源 |
| 1.2.2 重金属Cd的危害 |
| 1.2.3 国内外农田重金属污染土壤修复技术现状 |
| 1.3 农田秸秆利用的发展现状 |
| 1.3.1 国外秸秆类废弃物利用现状 |
| 1.3.2 国内秸秆类废弃物利用现状 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验材料的制备 |
| 2.1.2 试验材料基本理化性质 |
| 2.2 试验设计与方法 |
| 2.2.1 弱酸性中度Cd污染农田土壤修复试验设计 |
| 2.2.2 弱酸性轻度Cd污染农田土壤修复试验设计 |
| 2.2.3 弱碱性轻度Cd污染农田土壤修复试验设计 |
| 2.2.4 材料吸附性能试验设计 |
| 2.3 试验管理与种植 |
| 2.4 样品采集、处理与保存 |
| 2.4.1 农作物的采集处理与保存 |
| 2.4.2 土壤采集处理与保存 |
| 2.5 样品分析测定方法 |
| 2.5.1 农产品中Cd的测定方法 |
| 2.5.2 土壤样品测定方法 |
| 2.5.3 土壤酶活性的测定 |
| 2.6 试验器材 |
| 2.7 数据处理与分析 |
| 3.三种秸秆类材料对弱酸性中度Cd污染土壤修复效果研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 三种秸秆类修复材料对农产品生物量和Cd富集特征的影响 |
| 3.3 三种秸秆类修复材料对Cd污染土壤有关理化指标的影响 |
| 3.3.1 pH值 |
| 3.3.2 土壤有效态Cd含量 |
| 3.3.3 土壤有机质含量 |
| 3.4 修复效果与土壤pH和有机质的相关性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4.三种秸秆类修复材料对弱酸性轻度Cd污染土壤修复效果研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 农产品生物量变化及重金属富集特征 |
| 4.2.1 农产品生物量 |
| 4.2.2 农产品中Cd的富集特征 |
| 4.2.3 农产品中的Cd含量变化 |
| 4.3 土壤有效态Cd含量的变化 |
| 4.4 三种修复材料对土壤pH和有机质含量的影响 |
| 4.4.1 土壤pH值 |
| 4.4.2 土壤有机质含量 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 三种秸秆类修复材料对弱碱性轻度 Cd 污染土壤修复与培肥效果研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 鸡毛菜生物量及Cd的富集特征 |
| 5.2.1 鸡毛菜生物量 |
| 5.2.2 鸡毛菜的Cd含量及富集特征 |
| 5.3 土壤有效态Cd含量变化 |
| 5.4 土壤有关理化指标的变化 |
| 5.4.1 土壤容重及孔隙度 |
| 5.4.2 土壤pH |
| 5.4.3 土壤有机质含量 |
| 5.4.4 阳离子交换量(CEC) |
| 5.5 土壤肥力指标的变化 |
| 5.5.1 土壤总氮 |
| 5.5.2 土壤速效钾 |
| 5.5.3 土壤有效磷 |
| 5.6 土壤酶活性指标变化 |
| 5.6.1 过氧化氢酶活性 |
| 5.6.2 土壤脲酶活性 |
| 5.7 弱碱性土壤修复与培肥相关性分析 |
| 5.8 本章小结 |
| 6.秸秆类材料对Cd污染土壤修复机理及可行性修复路径探讨 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 三种秸秆类修复材料的SEM表征及吸附特性 |
| 6.2.1 三种秸秆类修复材料的SEM表征 |
| 6.2.2 三种秸秆类修复材料的吸附特性 |
| 6.3 Cd污染土壤修复机理的探讨 |
| 6.4 Cd污染农田土壤生态修复可行性路径探讨 |
| 6.5 本章小结 |
| 7.结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 攻读硕士期间主要科研成果 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、农产品对土壤中重金属的富集能力研究（论文参考文献）
- [1]有机肥部分替代氮肥对土壤质量、农产品产量及重金属累积的影响研究[D]. 顾思婷. 浙江大学, 2021(09)
- [2]电子垃圾拆解周边区域土壤-蔬菜系统重金属污染特征、风险评价及安全利用研究[D]. 顾顺斌. 浙江大学, 2021
- [3]典型矿冶区周边农业用地农产品安全风险及影响因素[J]. 霍彦慧,王美娥,谢天,姜(王容),陈卫平. 环境科学, 2021(11)
- [4]锡矿山周边土壤、农产品锑污染状况及锑污染土壤植物修复探索[D]. 张龙. 桂林理工大学, 2021(01)
- [5]沼肥/钝化剂对土壤及菠菜中重金属镉/铬的影响研究[D]. 郭敬阳. 沈阳农业大学, 2020(05)
- [6]西南典型地质高背景区土壤-作物系统重金属迁移富集特征与控制因素[D]. 彭敏. 中国地质大学(北京), 2020(04)
- [7]微生物在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制研究[D]. 李传章. 广西大学, 2020(07)
- [8]广州土壤-作物体系中镉的富集迁移及健康风险评估[D]. 韩瑜. 华南理工大学, 2020(05)
- [9]渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价[D]. 贾中民. 西南大学, 2020
- [10]三种秸秆类修复材料对农田轻中度Cd污染土壤修复效果研究[D]. 陈晨. 东华大学, 2021(01)