一、典型矿冶周边地区土壤重金属污染及有效性含量（论文文献综述）
霍彦慧,王美娥,谢天,姜(王容),陈卫平[1]（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》文中提出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.
谢文达[2]（2020）在《田块尺度土壤镉砷分布特征及其对微生物群落的影响》文中指出近年来,我国土壤镉砷复合污染以及粮食作物可食部位镉砷超标等问题日益受到关注。本研究以镉砷复合污染石灰性农田土壤为研究对象,在田块尺度上分析了土壤中镉、砷分布特征并评价了其污染状况,对影响石灰性农田土壤中镉砷有效性的相关因素进行了探究,并对小麦可食部位镉砷的污染状况和人体健康风险进行了初步评价;在此基础上,选取该田块分别代表重、中、轻镉砷污染程度的土壤,通过Illumina MiSeq平台对其中细菌和真菌群落进行高通量测序,以探明该石灰性农田土壤中微生物群落的多样性和组成结构是否因镉砷的污染程度不同而发生改变,以期为农田土壤重金属污染的防控与修复提供数据支持。主要研究结果如下:（1）探明了田块尺度上农田石灰性土壤镉砷分布特征在田块尺度上,石灰性农田土壤表层镉砷平均含量分别为1.41 mg/kg和56.66 mg/kg,下层土壤镉砷平均含量分别为0.57mg/kg和19.54mg/kg;表层土壤中镉砷含量显着高于下层土壤,高低分布与污染源的距离密切相关,空间差异较大,呈现出表聚特征;镉在土壤中具有较高的有效性,有效镉与总镉的比值最高可达0.6,与镉相比,有效砷与总砷的比值最高为0.28,其中有效磷、有效硅及有机质是该石灰性土壤中镉有效性的主要影响因素,而有效磷和有机质是土壤中砷有效性的主要影响因素;内梅罗综合污染指数显示该区域各点位土壤分别达到轻度、中度和重度污染水平,具有高生态风险,主要作物小麦可食部位累积的砷具有显着的致癌风险,且对儿童的致癌风险显着大于成人。（2）明确了石灰性土壤镉砷污染程度对微生物群落特征的影响效应土壤中镉砷污染程度没有显着影响细菌群落的多样性,但显着降低了真菌群落的多样性;不同镉砷污染程度农田土壤中细菌的优势群落为变形菌门、酸杆菌门、放线菌门和绿弯菌门,占总群落丰度的70%以上,真菌的优势群落为子囊菌门、接合菌门和担子菌门,占总群落丰度的90%以上,镉砷污染显着降低了子囊菌门的丰度但增加了接合菌门的丰度;PCoA及Adonis分析表明不同镉砷污染水平土壤中的微生物群落结构具有显着性差异,且不同环境因子在两个土层对微生物群落结构的影响程度存在差异,有机质、有效镉及总镉显着影响了下层土壤细菌群落结构的变化,镉砷总量及有效态含量显着影响了表层土壤真菌群落结构的变化;细菌群落中的菌属CandidatusSolibacter、norankf Nitrosomonadaceae、norankoXanthomonadales、Haliangium 和真菌群落中的菌属 Rozellomycota、Stachybotrys、Chaetomium、Zygopleurage、Periconia等差异指示物种与镉砷污染土壤的环境因子显着相关,对该石灰性农田土壤的镉砷污染有着显着响应。综上所述,本研究在田块尺度上明确了石灰性农田土壤中镉砷的分布、有效性、污染程度及小麦可食部位镉砷的健康风险,探明了石灰性农田土壤中镉砷污染程度对细菌、真菌群落特征的影响效应。
李传章[3]（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》文中研究指明由于工业化、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。
贾中民[4]（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》文中提出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。
王越[5]（2020）在《乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析》文中研究表明土壤重金属污染具有明显的区域性差异,在“源-汇”关系相对清晰的流域内开展土壤重金属污染研究,对于客观把握土壤污染分布规律及分析土壤污染影响要素具有重要意义。本文选取乐安河流域为研究区,在488个样品检测结果的基础上,通过主成分分析法和Person相关系数初步确定污染来源,在此基础上借助ARCGIS及相关分析工具,挑选河段、企业类型、地类作为影响因素,采用单因子污染指数评价、内梅罗综合污染指数评价、潜在生态风险评价、地积累指数等方法对研究区的土壤重金属元素Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn的污染状况及潜在生态风险评价进行研究。在研究结果的基础上,运用单因素方差分析对不同河段、不同企业类型、不同地类上各元素含量差异性进行分析,以确定影响研究区内各元素分布的主要原因。研究得出如下成果:（1）研究区内Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn七种重金属元素的检测和评价表明,研究区存在一定的污染,主要是Cd的污染较为严重,Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn基本没有污染情况。其中,表层土壤中有40.37%的样品Cd超过筛选值;农产品中水稻、小麦中分别有47.67%、65.52%的样品Cd超标。（2）研究区内7种重金属元素的全部信息可由3个主成分来反映,合计贡献率为86.48%。第一主成分代表有色金属冶炼活动的影响,第二主成分代表农业生产及矿产开采的影响,第三主成分代表工业排污的影响。其中,Cd、As、Pb、Cu、Zn主要受第一主成分的影响,Cr主要受第二主成分的影响,Hg主要受第三主成分的影响;（3）不同河段、不同企业类型、不同地类上各元素含量均有明显差异,但各重金属元素在不同河段上的差异实际上是受附近企业生产活动影响导致的,与河流流向基本无关。水田、旱地上的重金属来源均为受污染的河水,但由于水田、旱地的灌溉方式不同,以及水稻和小麦对各重金属元素的吸收能力不同,导致水田上的部分重金属元素含量明显高于旱地。
孙境蔚[6]（2020）在《铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的迁移特征及来源解析》文中研究表明茶是世界上三大饮料之一,全球有20多亿人饮茶。长期饮用金属污染物超标的茶叶将对人体健康产生危害。选择福建省安溪县铁观音茶园土壤和茶树为研究对象,开展铁观音茶叶受金属（Li、V、Cr、Co、Ni、Cu、Zn、Sr、Mo、Cd、Sb、Ba、Tl、Pb）污染的调查研究,分析土壤—茶树体系的金属总量、生物有效性并进行评价;研究茶树在典型金属胁迫条件下,茶树各部位的金属分布及茶叶品质的变化;采用同位素示踪技术和多元统计分析法,研究土壤—茶树体系中的金属来源,为铁观音种植区的金属污染防治工作提供科学依据。研究结果表明:（1）铁观音茶园土壤酸化严重;土壤总有机碳在大部分采样点为优良水平;茶园土壤中Cd、Pb、Tl为主要污染因子,Cd具有极大的生态风险,湖头镇和剑斗镇的3个采样点（HT1、HT2、JD1）及2个垂直剖面（HTp、JDp）的污染严重;金属含量在垂直剖面土壤中的变化无明显规律;根中的Cu和Zn,茎中的Mo、Cd、Sb,新叶中的Cr、Sr、Cd、Ba具有极强变异;茶树新叶从土壤中富集金属的能力较弱。（2）茶园土壤金属赋存形态的研究表明:Cd、Pb、Cr、Zn具有较强的生物活性;土壤酸性越大,有机质含量越低,金属的生物活性越强;金属总量对金属活性态的影响不显着。（3）Pb、Cd、Zn的胁迫实验结果表明:Pb、Cd主要富集在根部,当基质中Pb、Cd的含量较高时,叶片的累积也不容忽视;根吸收的低含量的Zn主要累积在茎,当Zn浓度增加时,叶片的累积超过茎;当金属胁迫浓度较高时,茶叶中茶多酚和咖啡碱的含量均迅速下降,影响茶叶品质。（4）茶叶的浸泡实验表明:泡茶用水的水质影响茶汤中金属的浓度。茶园土壤和茶汤的健康风险分析结果表明,茶园土壤不会出现非致癌和致癌的健康风险;饮用茶汤不存在致癌风险,金属Tl存在一定的非致癌风险。（5）多元统计分析结果表明:茶园表层土壤中金属的来源主要为母质层和工农业生产;垂直剖面土壤金属均以母质层来源为主;工业生产所产生的污染物主要沉降在根;农业生产对茎的影响最大;新叶则受母质层的影响最大;各因子的空间分布与安溪县的工业布局有关。（6）Pb、Sr同位素示踪及同位素混合模型的研究表明:表层土壤的铅锶同位素比值落在母质层和燃煤范围内,母质层的平均贡献率为88%;垂直剖面土壤主要受到母质层的影响,贡献率在90%以上;茶树各部位的金属受人类活动影响较大,其中根主要受母质层和燃煤影响,茎和老叶受燃煤、农业源、钢铁厂飞灰的影响,新叶则主要受工业源与交通源影响。
于淼[7]（2020）在《阜新市表土重金属环境基线的厘定及其生态地球化学应用》文中进行了进一步梳理阜新市是典型的煤炭城市,也是全国首个因资源枯竭而进行经济转型的试点城市,其主城区表土作为社会经济活动的重要场所,时刻记录并反映着阜新市转型期的环境动态变化。探究阜新市表土重金属生态地球化学规律,厘定其表土重金属环境基线,对于明确区域表土环境现状、制定区域环境策略以及合理规划城市发展等都具有重要作用。基于此,本研究以阜新市主城区为研究范围,选择道路交通区、工矿区、商业区、居民区和城市绿地5种功能区,采集0～20cm的表土样品共75份,测试分析其粒度组成、pH值、有机质含量及8种重金属元素Cu、Ni、Zn、Pb、Cr、Cd、Hg、As的重金属全量和赋存。然后采用迭代剔除、盒须图、累积频率曲线、参比金属标准化4种方法的平均值,综合厘定主城区表土重金属环境基线,据此再运用基线因子指数、富集因子指数、内梅罗指数、污染负荷指数、潜在Hakanson指数方法,并结合RAC风险编码、暴露剂量模型、风险表征模型,分别对表土重金属的累积污染风险、潜在生态风险、人体健康风险做出评价分析。同时,通过半变异函数模型、克里金空间插值、局部Moran’I空间聚类、元素相关分析、多元对应分析,以及谱系聚类热图分析,就主城区表土重金属的空间结构及重金属来源进行详细探讨。得到的主要结论有:（1）阜新市主城区表土8种重金属Cu、Ni、Zn、Pb、Cr、Cd、Hg、As的元素全量范围分别介于20.00 mg·kg-1～156.58 mg·kg-1(均值45.13 mg·kg-1)、38.50mg·kg-1～207.45 mg·kg-1(均值91.84 mg·kg-1)、40.17 mg·kg-1～510.16 mg·kg-1(均值107.96 mg·kg-1)、27.85 mg·kg-1～168.95 mg·kg-1(均值63.15 mg·kg-1)、75.26mg·kg-1～1095.42 mg·kg-1(均值162.50 mg·kg-1)、0.021 mg·kg-1～1.179 mg·kg-1(均值0.130 mg·kg-1)、0.030 mg·kg-1～0.641 mg·kg-1(均值0.113 mg·kg-1)、0.73 mg·kg-1～8.40mg·kg-1(均值4.36 mg·kg-1)。8种重金属的赋存各自均以残渣态比例最高（36.21%～93.02%）,有机结合态或铁锰氧化态居其次（3.16%～30.10%）,可交换态和碳酸盐结合态所占比例最低（0.08%～6.81%）。不同功能区以道路交通区和工矿区的重金属Cd、Hg元素含量较高,而且酸提取态比例也相对最高;商业区和居民区的表土重金属含量彼此差异不大,酸提取态仍以Cd元素最突出;绿地环境的重金属Ni、Cr元素含量及变异程度均较大,元素活性相对最强的仍是重金属Cd。（2）阜新市主城区表土8种重金属Cu、Ni、Zn、Pb、Cr、Cd、Hg、As的环境基线值分别为42.86 mg·kg-1、89.34 mg·kg-1、92.23 mg·kg-1、60.55 mg·kg-1、145.21mg·kg-1、0.089 mg·kg-1、0.077 mg·kg-1、4.17 mg·kg-1。（3）阜新市主城区表土8种重金属元素的空间结构既有共性,也有差异。重金属元素Cu、Zn、Cr、Cd、Hg、As均有明显的区域化热点和区域化冰点,空间集聚特征明显。根据元素含量高值分布,Cu、Zn、Pb、Cd、As的高值重合区域主要为太平区海州露天矿向西北方向延伸,直至海州区中华路中段的市中心范围;重金属Ni、Cr的高值重合区主要集中在主城区东南部、北部及西北部;Hg元素的含量高值区域主要集中在主城区东北部。Cu、Zn、Pb、Cd、As的高值热区对应了人口密度相对较大、社会活动相对频繁的经济老区,而Ni、Cr、Hg的富集区域多为住民稀疏、社会经济活动相对较弱的欠开发或未开发的城乡结合地区。对重金属源之探讨同样表明,Cu、Zn、Pb、Cd、As具有很强的同源性,并且以人为源输入为主的特征非常明显;元素Ni、Cr呈现较强的同源性,代表了以自然源输入为主的重金属累积方式,但个别的点源污染现象比较明显;重金属Hg兼具人为源和自然源的特征,表现为混合源输入方式。（4）阜新市主城区表土重金属累积污染风险基本以轻度污染-中度污染为主;潜在生态风险基本处于轻微风险级别;人体健康风险中,成人非致癌风险微弱,儿童非致癌风险明显,人体可耐受的致癌风险则全域普遍存在。8种重金属元素中,Cd和Hg是主要的重金属污染元素,Cr是主要的非致癌风险元素,As和Cd是主要的致癌风险元素。不同功能区以道路交通区和工矿区的重金属累积污染风险、潜在生态风险相对较高;绿地、道路交通区、工矿区的非致癌暴露风险相对较高。同时,污染风险和潜在生态风险较高的区域主要以太平区海州露天矿东西两侧、细河区玉龙湖以南经人民大街至煤城路中段、海州区西阜新化工街附近,以及高新园区玉龙路东段等地为主;非致癌高风险区域主要以玉龙湖南部的市传染病医院附近、海州露天矿南部的万人坑纪念陵园、煤城路中段的工矿区等地为主;致癌高风险区域几乎完全覆盖了太平区和海州区,且主要集中在海州露天煤矿西侧。
崔永强[8]（2020）在《黄原酸镉形成对土壤微生物毒性与镉赋存形态影响的研究》文中进行了进一步梳理选冶药剂与重金属是有色金属矿山中的典型污染物,其复合污染是有色金属矿山环境治理的热点问题。异丁基黄药是高效的硫化矿浮选药剂,用量极大;镉元素是铅锌矿最主要的伴生金属,往往随过量的选冶药剂排放。黄原酸镉是黄药与镉形成的复合物沉淀,是二者复合污染中重要的中间物质。本研究基于BCR方法以及微量热法、土壤酶活性分析等方法,分析了单一污染物与复合污染物的毒性以及镉元素迁移性的变化,探讨了复合污染物的形成对于重金属迁移性与复合污染毒性的影响。主要结果如下:从镉的赋存形态角度,BCR结果显示黄原酸镉为稳定的残渣态,在土壤会逐渐分解。黄原酸镉在土壤中的稳定性随浓度增加,随着分解能够向土壤中释放高迁移性的镉元素,并且黄原酸镉的分解产物能够在长期污染中影响镉元素的赋存形态。本文中高浓度镉元素污染的土壤中,镉元素能够长期保持高迁移性。从土壤微生物代谢热的角度,高浓度的镉污染能够长期抑制土壤微生物的代谢活性。黄药在土壤中性质不稳定,分解释放的有机物能促进微生物活性,与自身毒性形成拮抗作用。黄原酸镉的毒性相对最小,且随着浓度增加,对土壤微生物的毒性作用越晚显现。与黄药相似,黄原酸镉分解能够释放有机物,降低毒性作用,但是由于镉元素的积累,长期污染下有着毒性增强的风险。三种污染物60天内对土壤微生物代谢活性的抑制率:镉>黄药>黄原酸镉。从土壤酶活性的结果分析,镉对土壤酶活性表现出明显的抑制作用。黄药对土壤酶活性的影响相对较小,在不同的污染时间中出现对土壤酶的刺激作用。黄原酸镉同样能够刺激酶活性,其对土壤酶活性的毒性受到其分解释放的镉元素与有机质的影响。脲酶对黄原酸镉污染最为敏感。与单一污染物相比,复合污染物黄原酸镉在土壤中的形态更加稳定,毒性更小。复合污染物的形成,是重金属与选冶药剂复合污染中重金属元素迁移性以及毒性降低的原因。但是在长期的污染时间中,黄原酸镉中的镉元素迁移性会增强,能够保持对土壤微生物的毒性作用,持久抑制敏感土壤酶的活性。
韩张雄[9]（2020）在《钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例》文中研究表明矿产资源的开采作为我国国民经济的重要产业,在其开发利用过程中经常会出现诸如土壤、地下水及大气等污染现象。金属矿山开采造成的环境问题日益突出,通常金属矿山的开采伴随着多种元素的污染,其污染作用在一定程度上也受到伴生元素的影响,如钼矿开采过程中伴生元素Cd、Pb、Cu、Zn容易造成污染,因此尽快开展伴生元素的污染状况调查及评价影响,以及主要污染元素的形态分布特征及污染机理等研究,在理论和实践上均具有重要的意义,将为污染程度的准确监测及快速修复等奠定坚实的基础。本研究通过钼矿区土壤及植株样品的采集,采用形态分析方法,利用污染评价方法,对钼矿区主要伴生污染元素Cd、Pb、Cu、Zn、Mo在钼矿区的分布及污染状况进行分析评价,以期探明钼矿区重金属污染的现状,通过对矿区土壤及植物中重金属元素沿坝下水流方向上形态分布研究,以期探明研究区重金属在土壤-植物间形态变化的规律;通过研究多种因子对钼矿区土壤中含量及变化特征最为显着的铅、镉元素形态转化的影响以期探明研究区土壤中对铅、镉形态转化影响最为显着的因子;通过室内模拟试验以期获得钼元素对铅、镉形态及运移的影响机制;通过阻断试验以期获得矿区土壤中重金属铅、镉污染的快速修复措施。主要有以下结论:（1）钼矿区重金属污染特征通过对陕西省典型钼矿区周边不同利用类型农田土壤及野生植物艾草和农作物进行分析,得出钼矿尾矿区周边土壤中重金属元素Cu、Pb、Cd、Mo、Zn均超过了陕西省土壤背景含量,各农田土壤中重金属变异系数依次为:Cd>Cu>Pb>Mo>Zn,且矿区Cd元素活性最强,有效态所占比例最大;通过分析,各地块重金属均超过了风险筛查值。艾草和苹果苗对重金属的富集能力大于农作物,通过综合污染评价玉米籽粒严重污染,油菜籽中度污染,小麦地虽然污染,但小麦籽粒无污染,可能由于植物品种间对重金属的吸收分配方式不同引起的。（2）钼矿区重金属形态变化特征通过研究钼矿土壤中重金属在沿主风向和水流方向上形态的变化,以及其与植物之间的关系,得出了钼矿区土壤中已造成污染的重金属元素总量沿坝下水流方向逐渐减少,各污染物同源性较强,该研究区重金属中铅、镉元素有效态含量与总量相关性最好,最容易在土壤和植物中迁移。植物中重金属含量与土壤中重金属总量及其形态存在相关关系。同时土壤中重金属各形态以及在植物体重金属含量与p H值相关,说明植物吸收重金属受土壤p H值影响,可能是由于p H值的改变引起重金属形态变化造成的。土壤中镉元素有效态含量占总镉的比例在各采样点均较大,证明了镉相对于其他元素更容易造成污染。汞元素在土壤中虽然没有超标,但植物中汞元素超标,可能所选植物艾草对汞具有富集作用,另一方面也可以证明本区域可能存在其他形式的汞污染,植物吸收汞的过程中会受到其他汞污染源影响。通过整个矿区植物富集系数和转运系数的计算,得出钼矿区植物艾草从土壤富集到植物中重金属能力强弱为Hg>Cd,Pb,Mo>Cu,Zn,Ni>As。而从植物地下部分转运到地上部分的能力依次为Cd,Mo,Zn>Cu,Pb,Ni>As,Hg。该钼矿区土壤中Cd和Pb污染最为严重。（3）钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素钼矿区铅和镉的各形态含量与不同的土壤理化指标以及锌元素和钼元素之间存在着相关关系,通过分析选出与钼矿区土壤中铅、镉形态变化相关性最好的12个影响因子进行添加试验,最终确定了6个对铅形态变化影响最大的因子。具体如下:交换态铅主要受总锌、总钼、p H值影响,且均为负效应;碳酸盐结合态铅主要受粘粒含量、总锌、总钼、p H值影响,其中粘粒含量为正效应,其他参数为负效应;无定型铁锰氧化物结合态铅主要受总锌、粘粒含量影响,总锌为正效应,粘粒含量为负效应;有机结合态铅主要受阳离子交换量、Eh值和总钼的影响,且均为正效应;残渣态铅主要受总钼影响,为正效应。7个对镉形态变化影响最大的因子,分别为交换态镉、碳酸盐结合态镉主要受总锌、总钼、p H值、CEC的影响,且均为负效应;无定型铁锰氧化物结合态镉主要受总锌、Eh值影响,均为正效应;有机结合态镉主要受阳离子交换量、粘粒含量、有机质含量的影响,且均为正效应;残渣态镉主要受总钼、p H值、Eh值的影响,为正效应。总体分析该钼矿区不同影响因子对铅、镉形态影响大小依次为钼>p H值,锌>阳离子交换量（CEC）>土壤粘粒含量（Clay）>土壤氧化还原电位Eh值>土壤有机质（SOM）。（4）钼矿区土壤中钼元素对油菜吸收铅、镉的影响通过研究得出钼元素的添加能够显着降低重金属铅、镉对油菜生理、生物量上的毒害作用。钼元素一方面可以在土壤中与铅、镉作用,减少铅、镉进入油菜体内;而另一方面对于进入油菜体内的重金属铅、镉,钼元素可以通过促进植物氮素代谢,增加根系生长,扩大生物量（生物稀释作用）来降低铅元素的毒害;通过促进油菜体内多种与光合有关的酶形成及其循环来降低镉元素的毒害。通过分析,在施入100mg/kg钼元素时,能有效提高油菜的生理和生物量参数;施入200mg/kg钼元素时,可以有效降低植物体内重金属铅、镉的含量,综合对比发现100mg/kg的钼施入量对提高油菜生理生化活性及生物量最有效。（5）钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究本研究通过麦饭石和膨润土对重金属铅、镉的吸附试验,可以得出麦饭石较膨润土对重金属铅和镉的吸附效果好,这可能由于麦饭石性质决定的,即麦饭石具有较多有效的表面活性吸附位点;通过拟合Langmuir模型,可以得出,本研究中它们对重金属铅、镉的吸附均符合等温吸附线性方程;通过等温吸附过程中溶液p H影响试验,得出可以得出溶液p H值增大会降低麦饭石和膨润土对铅、镉元素的吸附量,这可能因为在酸性条件下,吸附作用为主导,但随着溶液p H值增大,溶液中沉淀作用逐渐加强,取代了吸附作用;吸附后的重金属大部分以有机结合态和残渣态存在于土壤中,麦饭石作用速度较膨润土快,在30d时吸附效果非常显着,但其对高浓度铅处理时吸附效果相对较弱,而膨润土对土壤中铅污染物吸附作用较慢,在30d到60d仍有显着吸附效果,且对高浓度铅也具有良好的吸附效果,但对镉吸附效果较差。通过盆栽试验,得出低浓度铅、镉处理时,麦饭石、膨润土均能显着降低油菜对铅的吸收富集,麦饭石作用大于膨润土,而高浓度铅、镉处理时,麦饭石和膨润土对土壤中的重金属的固定作用减弱。因此麦饭石和膨润土均具有固定土壤中重金属铅、镉,降低油菜污染的能力,且对低浓度铅、镉污染物固持效果好,对高浓度铅、镉固持效果相对较差。本文利用野外调查评价、室内模拟实验的研究方法,研究了钼矿区的污染特征及伴生元素铅、镉形态变化及稳定化过程。探明了钼矿区重金属元素污染特征为该钼矿区主要受铅、镉污染,而伴生元素铅、镉在钼矿区形态变化特征均随着距矿区距离增大而减小,且镉元素有效态含量较高。进而通过试验对钼矿区土壤中对铅、镉元素的主要影响因素及其作用机理进行了研究,得出对铅、镉影响最为显着的因子均为钼元素。最后利用非金属材料对重金属铅、镉进行稳定化研究,得出膨润土和麦饭石均能有效固持低浓度铅、镉。通过本研究,揭示了钼矿区的污染状况及程度,获得了钼矿区伴生重金属污染物铅、镉的污染特征,即随着距矿区距离增大而降低,钼可能通过在土壤中与重金属共沉淀,阻止重金属进入植物体内,同时在植物体内钼元素通过改善植物生理生化性状减缓重金属的危害,并且得出了通过非金属矿物材料能够有效稳定土壤中的铅、镉。可为类似矿区伴生重金属污染治理提供理论支撑。
杨伟光,陈卫平,杨阳,刘长峰,马凌超[10]（2019）在《新疆某矿冶区周边土壤重金属生物有效性与生态风险评价》文中认为矿业活动对土壤系统良性运转带来较大的环境负荷,矿区周边土壤重金属污染风险评估是土壤污染防治和资源可持续开发的关键。在应用单因子污染指数法、潜在生态风险指数法、风险评价编码法（RAC）,并结合空间分析和冗余分析手段的基础上,对新疆某矿冶区周边土壤重金属生物有效性和生态风险进行了系统研究。结果表明:研究区土壤As、Cu、Mn和Cd超标率分别为88%、38%、49%和24%;土壤Mn、Zn、As和Cd弱酸可溶态高值区主要集中在尾砂库和收砷房的附近区域。单因子污染指数评价揭示As和Cu污染累积较为严重。潜在生态风险评价显示,As、Cd和Cu生态风险较高,Mn为低生态风险。风险编码法（RAC）评价结果进一步揭示Mn和Cd具有显着的土壤迁移风险。冗余分析结果显示,空间异质性是影响土壤重金属弱酸可溶态含量变异的主要因素。土壤pH和重金属弱酸可溶态是影响潜在生态风险指数（RI）的2个重要因素。综合风险评价手段与多尺度分析方法的联合应用有助于提高区域风险评价的准确性。
二、典型矿冶周边地区土壤重金属污染及有效性含量（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、典型矿冶周边地区土壤重金属污染及有效性含量（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）田块尺度土壤镉砷分布特征及其对微生物群落的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 我国土壤中镉砷污染的现状 |
| 1.2.2 土壤镉砷有效性的研究进展 |
| 1.2.3 土壤镉砷污染对土壤微生物群落的影响 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 田块尺度农田石灰性土壤镉砷分布特征分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 田块尺度上的样点布设 |
| 2.1.3 测定项目及方法 |
| 2.1.4 农田土壤镉砷污染状况评价方法 |
| 2.1.5 小麦籽粒健康风险评价方法 |
| 2.1.6 质量和精密度控制 |
| 2.1.7 数据统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 土壤镉砷总量及分布特征 |
| 2.2.2 石灰性农田土壤中镉砷有效性的分析 |
| 2.2.3 石灰性农田土壤理化性质与镉砷有效性的相关分析 |
| 2.2.4 农田石灰性土壤镉砷污染及生态风险评价 |
| 2.2.5 小麦可食部位镉砷含量特征 |
| 2.2.6 小麦可食部位镉砷的人体健康风险评价 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 石灰性农田土壤镉砷污染对微生物群落特征的影响效应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区概况 |
| 3.1.2 样品采集与分析方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 农田土壤镉砷污染对细菌群落多样性和组成的影响 |
| 3.2.2 农田土壤镉砷污染对真菌群落多样性和组成的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 结论和展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
| 附件 |
（3）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 |
（4）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 |
（5）乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容与方法 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 地形与地貌 |
| 2.2 气候与水文 |
| 2.3 岩性与土壤 |
| 2.4 人口与耕地 |
| 2.5 矿产与企业 |
| 2.6 重金属污染情况 |
| 3 样品采集与测定 |
| 3.1 样品采集与制备 |
| 3.2 样品检测 |
| 4 重金属污染评价 |
| 4.1 评价方法 |
| 4.2 表层土壤评价结果 |
| 4.3 农产品评价结果 |
| 5 影响因素分析 |
| 5.1 不同河段对各元素含量的影响情况 |
| 5.2 不同企业类型对各元素含量的影响情况 |
| 5.3 不同地类对各元素含量的影响情况 |
| 5.4 不同农作物对各元素含量的影响情况 |
| 5.5 多个影响因素叠加分析 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究不足与后续研究方向 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
| 学位论文数据集 |
（6）铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的迁移特征及来源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 土壤中金属的含量分布及评价方法 |
| 1.2.2 土壤中金属的生物有效性研究 |
| 1.2.3 茶树中金属元素的含量 |
| 1.2.4 土壤—茶树体系中金属的分布及迁移 |
| 1.2.5 茶叶中金属的健康风险评价 |
| 1.2.6 土壤中金属的来源解析技术 |
| 1.2.7 植物中金属的来源解析技术 |
| 1.2.8 土壤—茶树体系中的同位素示踪研究 |
| 1.3 本文的研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 特色及创新之处 |
| 第2章 区域概况与分析方法 |
| 2.1 区域概况 |
| 2.2 样品采集与预处理 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品预处理 |
| 2.3 主要试剂与仪器 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 土壤pH值的测定 |
| 2.4.2 土壤有机质的测定 |
| 2.4.3 金属全量的提取及测定 |
| 2.4.4 土壤中金属赋存形态的提取及测定 |
| 2.4.5 茶汤中金属含量的测定 |
| 2.4.6 茶树盆栽实验 |
| 2.4.7 茶叶品质的测定 |
| 2.4.8 同位素组成的分离提取及测定 |
| 2.5 实验质量控制 |
| 2.5.1 实验器具的质量控制 |
| 2.5.2 金属全量分析的质量控制 |
| 2.5.3 金属赋存形态分析的质量控制 |
| 2.5.4 铅、锶同位素分析的质量控制 |
| 2.6 数据处理及作图 |
| 第3章 铁观音茶园土壤—茶树体系中金属的分布特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 铁观音茶园土壤的理化性质 |
| 3.2.1 pH值 |
| 3.2.2 总有机碳 |
| 3.3 铁观音茶园表层土壤中金属总量的分布特征 |
| 3.4 铁观音茶园垂直剖面土壤中金属总量的分布特征 |
| 3.5 铁观音茶树中金属的分布特征 |
| 3.6 铁观音茶园土壤中金属的污染评价 |
| 3.6.1 评价标准及背景值 |
| 3.6.2 土壤中金属的污染评价 |
| 3.7 铁观音茶园土壤—茶树体系中金属的分布研究 |
| 3.7.1 茶树与表层土壤中金属含量的相关分析 |
| 3.7.2 生物富集系数法 |
| 3.7.3 转移系数法 |
| 3.7.4 胁迫控制实验法 |
| 3.7.5 讨论 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 铁观音茶园土壤中金属的生物有效性研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 铁观音茶园土壤中金属的赋存形态 |
| 4.2.1 表层土壤中金属的赋存形态 |
| 4.2.2 垂直剖面土壤中金属的赋存形态 |
| 4.3 铁观音茶园土壤中金属的生物有效性评价 |
| 4.3.1 风险评价编码法 |
| 4.3.2 次生相与原生相比值法 |
| 4.3.3 讨论 |
| 4.4 铁观音茶园土壤理化性质、生物有效性与茶树中金属含量的相关分析 |
| 4.4.1 土壤理化性质的相关性 |
| 4.4.2 土壤金属总量的相关性 |
| 4.4.3 茶树根、茎、老叶、新叶的相关性 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 胁迫条件下铁观音茶树中金属的分布及对茶叶品质的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 金属胁迫下铁观音茶树中金属的分布 |
| 5.2.1 Cd胁迫 |
| 5.2.2 Pb胁迫 |
| 5.2.3 Zn胁迫 |
| 5.3 金属胁迫对铁观音茶叶品质的影响 |
| 5.3.1 茶多酚 |
| 5.3.2 咖啡碱 |
| 5.3.3 金属胁迫对铁观音茶叶品质的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 铁观音茶园土壤及茶汤中金属的健康风险研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 铁观音茶园土壤中金属的健康风险研究 |
| 6.2.1 暴露评估 |
| 6.2.2 风险表征 |
| 6.2.3 铁观音茶园土壤中金属的健康风险评价 |
| 6.3 铁观音茶汤中金属的健康风险研究 |
| 6.3.1 铁观音茶汤中金属的浓度 |
| 6.3.2 泡茶方式对金属浓度的影响 |
| 6.3.3 茶汤中金属的健康风险评价 |
| 6.4 铁观音茶汤中的金属Tl |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 基于多元统计分析的铁观音茶园土壤—茶树体系中金属的来源解析 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 主成分分析法 |
| 7.2.1 铁观音茶园土壤中金属的主成分分析 |
| 7.2.2 铁观音茶树中金属的主成分分析 |
| 7.3 聚类分析法 |
| 7.4 APCS-MLR法 |
| 7.4.1 表层土壤中各金属来源的贡献率 |
| 7.4.2 茶园垂直剖面土壤中各金属来源的贡献率 |
| 7.4.3 茶树中各金属来源的贡献率 |
| 7.5 基于GIS的铁观音茶园土壤—茶树中金属来源的空间分布特征 |
| 7.5.1 表层土壤中金属来源的空间分布 |
| 7.5.2 茶树中金属来源的空间分布 |
| 7.6 讨论 |
| 7.6.1 研究方法 |
| 7.6.2 需进一步讨论的金属(Tl、Cd) |
| 7.7 本章小结 |
| 第8章 基于铅锶同位素示踪的铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的来源解析 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 潜在源的Pb、Sr含量及同位素组成特征 |
| 8.2.1 潜在源的Pb、Sr含量 |
| 8.2.2 潜在源的Pb、Sr同位素组成 |
| 8.3 铁观音茶园土壤—茶树体系的Pb、Sr同位素组成 |
| 8.3.1 茶园表层土壤的Pb、Sr同位素组成 |
| 8.3.2 茶园垂直剖面土壤的Pb、Sr同位素组成 |
| 8.3.3 茶树各部位Pb、Sr同位素组成 |
| 8.4 基于Pb同位素示踪的铁观音茶园土壤—茶树体系中Pb来源解析 |
| 8.4.1 茶园表层土壤中Pb来源解析 |
| 8.4.2 茶园垂直剖面土壤中Pb来源解析 |
| 8.4.3 茶树中Pb来源解析 |
| 8.5 基于Sr同位素示踪的铁观音茶园土壤—茶树体系中Sr来源解析 |
| 8.5.1 茶园表层土壤中Sr来源解析 |
| 8.5.2 茶园垂直剖面土壤中Sr来源解析 |
| 8.5.3 茶树中Sr来源解析 |
| 8.6 Pb、Sr同位素联合示踪铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的来源 |
| 8.6.1 Pb、Sr同位素联合示踪茶园表层土壤中金属的来源 |
| 8.6.2 Pb、Sr同位素联合示踪茶园垂直剖面土壤中金属的来源 |
| 8.6.3 Pb、Sr同位素联合示踪茶树中金属的来源 |
| 8.7 基于同位素混合模型的各潜在源贡献率 |
| 8.7.1 茶园表层土壤中各潜在源的贡献率 |
| 8.7.2 茶园垂直剖面土壤中各潜在源的贡献率 |
| 8.7.3 茶树中各潜在源的贡献率 |
| 8.8 本章小结 |
| 第9章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文及研究成果 |
（7）阜新市表土重金属环境基线的厘定及其生态地球化学应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究综述 |
| 1.2.1 环境地球化学基线 |
| 1.2.2 重金属生态地球化学 |
| 1.3 研究内容与研究目的 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 研究区域与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集、处理与测试分析 |
| 2.2.1 样品采集与预处理 |
| 2.2.2 样品理化测试分析 |
| 2.3 数理分析方法 |
| 3 阜新市主城区表土理化性质及重金属地球化学特征 |
| 3.1 表土基本理化特征 |
| 3.1.1 表土粒度特征 |
| 3.1.2 表土pH值特征 |
| 3.1.3 表土有机质特征 |
| 3.2 表土重金属地球化学特征 |
| 3.2.1 表土重金属元素全量特征 |
| 3.2.2 表土重金属赋存相态特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 阜新市主城区表土重金属环境地球化学基线的厘定 |
| 4.1 基于迭代剔除法的基线值 |
| 4.2 基于盒须图法的基线值 |
| 4.3 基于累积频率曲线法的基线值 |
| 4.4 基于参比金属标准化法的基线值 |
| 4.5 小结 |
| 5 阜新市主城区表土重金属生态地球化学空间结构及来源辨析 |
| 5.1 表土重金属生态地球化学空间结构 |
| 5.1.1 表土重金属元素空间变异特征 |
| 5.1.2 表土重金属元素空间分布特征 |
| 5.2 表土重金属生态地球化学来源辨析 |
| 5.2.1 相关性分析 |
| 5.2.2 多元对应分析 |
| 5.2.3 谱系聚类分析 |
| 5.3 小结 |
| 6 阜新市主城区表土重金属生态地球化学风险评估及污染修复建议 |
| 6.1 表土重金属累积污染风险 |
| 6.1.1 单因子重金属累积污染风险评价 |
| 6.1.2 区域重金属累积污染风险评价 |
| 6.2 表土重金属生态污染风险 |
| 6.2.1 RAC风险指数编码评价 |
| 6.2.2 Hakanson潜在生态风险评价 |
| 6.3 表土重金属人体健康风险 |
| 6.3.1 暴露剂量模型 |
| 6.3.2 风险表征模型 |
| 6.4 表土重金属污染的修复建议 |
| 6.4.1 原位植物修复建议 |
| 6.4.2 土壤基质修复建议 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（8）黄原酸镉形成对土壤微生物毒性与镉赋存形态影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 有色金属矿山污染概况 |
| 1.1.1 有色金属矿山的重金属污染概况 |
| 1.1.2 有色金属矿山的有机选冶药剂的污染概况 |
| 1.1.3 有色金属矿山的复合污染概况 |
| 1.2 黄原酸镉的研究概况 |
| 1.2.1 黄原酸盐研究概况 |
| 1.2.2 镉污染研究概况 |
| 1.2.3 黄原酸镉污染的研究概况 |
| 1.3 金属形态变化以及土壤微生物毒性检测方法 |
| 1.3.1 土壤重金属形态的变化的研究概况 |
| 1.3.2 微量热热力学参数的研究概况 |
| 1.3.3 典型土壤酶活性的研究概况 |
| 1.4 研究目的、研究内容及创新点 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 镉在土壤中赋存形态的变化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 黄原酸镉的制备 |
| 2.2.3 实验组设置与土壤处理 |
| 2.2.4 土壤样品理化性质的测定与结果 |
| 2.2.5 土壤中重金属赋存形态的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 镉污染土壤中镉元素赋存形态的变化 |
| 2.3.2 黄原酸镉污染土壤中镉元素赋存形态的变化 |
| 2.3.3 综合分析黄原酸镉与镉污染土壤中镉赋存形态的变化规律 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 单一污染物与复合污染物对土壤微生物代谢活性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂及仪器 |
| 3.2.2 实验组设置与土壤处理 |
| 3.2.3 土壤样品理化性质 |
| 3.2.4 土壤微生物能量代谢活性测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 黄药与镉的单一污染对土壤微生物代谢活性的影响 |
| 3.3.2 复合污染物黄原酸镉对微生物代谢活性的影响 |
| 3.3.3 综合分析单一污染物与复合污染物对微生物代谢活性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 单一污染物与复合污染物对土壤微生物酶活性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂及仪器 |
| 4.2.2 实验组设置与土壤处理 |
| 4.2.3 土壤样品理化性质 |
| 4.2.4 土壤酶活性的测定 |
| 4.3 单一污染物与复合污染物对土壤脲酶的影响 |
| 4.3.1 单一污染物对土壤脲酶的影响 |
| 4.3.2 复合污染物对土壤脲酶的影响 |
| 4.4 单一污染物与复合污染物对土壤蛋白酶的影响 |
| 4.4.1 单一污染物对土壤蛋白酶的影响 |
| 4.4.2 复合污染物对土壤蛋白酶的影响 |
| 4.5 单一污染物与复合污染物对土壤过氧化氢酶的影响 |
| 4.5.1 单一污染物对土壤过氧化氢酶的影响 |
| 4.5.2 复合污染物对土壤过氧化氢酶的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（9）钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属形态在矿区土壤修复过程中的研究 |
| 1.1.1 土壤环境中重金属污染 |
| 1.1.2 重金属元素形态及其分析方法 |
| 1.1.3 重金属形态研究的主要领域 |
| 1.1.4 重金属形态在矿区土壤修复研究中的展望 |
| 1.2 重金属元素在土壤中运移转化机理及其影响因素 |
| 1.2.1 土壤中重金属元素的运移特点 |
| 1.2.2 重金属污染物的运移过程及机理 |
| 1.2.3 重金属污染物在土壤中运移过程主要的影响因素 |
| 1.3 土壤中重金属元素的形态变化规律及其影响因素 |
| 1.3.1 土壤重金属元素形态转化 |
| 1.3.2 土壤中重金属形态转化的影响因素 |
| 1.4 钼矿区伴生元素Pb、Cd在土壤-植物系统中的形态变化及转运机制 |
| 1.5 重金属矿区污染土壤的修复技术 |
| 1.5.1 矿区重金属污染物理及工程措施 |
| 1.5.2 矿区重金属污染生物吸附固定措施 |
| 1.5.3 矿区重金属污染化学淋洗及原位固定措施 |
| 1.6 研究目的与内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 钼矿区土壤与植物重金属污染现状 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品加工及处理 |
| 2.2.3 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤中重金属总量 |
| 2.3.2 土壤中重金属形态分布特征 |
| 2.3.3 植物中重金属含量 |
| 2.3.4 植物重金属污染评价 |
| 2.3.5 土壤重金属污染评价 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 钼矿周边土壤中重金属元素总量及形态变化规律 |
| 2.4.2 重金属在钼矿区不同类型植物中含量差异 |
| 2.4.3 钼矿尾矿区农作物污染状况分析 |
| 2.4.4 矿区土壤污染情况评价 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 钼矿区周边土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 数据分析与统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤pH值的变化特征 |
| 3.3.2 土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.3 植物中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.4 土壤与植物中重金属含量的相关性分析 |
| 3.3.5 重金属在土壤-植物系统中的转运及富集 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 钼矿区土壤中各重金属元素形态随距离矿区的变化特征 |
| 3.4.2 钼矿周边植物中各重金属元素形态随距离矿区的变化 |
| 3.4.3 钼矿周边艾草中各重金属元素含量与土壤中各形态的变化 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 影响钼矿区土壤中 Pb、Cd 迁移转化的因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料及分析方法 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.2.3 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤样品的理化理化性质监测 |
| 4.3.2 矿区土壤中铅和镉各形态与土壤中不同因子的相关性 |
| 4.3.3 不同影响因素对铅和镉形态变化的影响 |
| 4.3.4 影响钼矿区重金属铅和镉形态的关键土壤因子 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 矿区土壤中各影响因子与铅和镉各形态变化之间的关系 |
| 4.4.2 外源影响因子作用下铅和镉形态变化特征 |
| 4.4.3 各因子在影响矿区土壤重金属铅和镉形态变化的差异 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 钼元素对油菜吸收Pb、Cd的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜生理参数及生物量的影响 |
| 5.3.2 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜中钾、钠、钙和镁含量的影响 |
| 5.3.3 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜Pb、Cd含量的影响 |
| 5.3.4 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜对Pb、Cd的耐性系数及富集转运能力的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 Mo作用下Pb、Cd对油菜生理及生物量参数的作用 |
| 5.4.2 Mo作用下Pb、Cd对油菜吸收钾、钠、钙、镁离子的作用 |
| 5.4.3 Mo作用下油菜对Pb、Cd吸收、富集和转运 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 试验方案 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.2.4 数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附特征 |
| 6.3.2 非金属矿物材料对Pb、Cd形态的影响 |
| 6.3.3 非金属矿物材料对Pb、Cd生物有效性的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附作用 |
| 6.4.2 非金属矿物材料作用下土壤中Pb、Cd形态变化 |
| 6.4.3 非金属矿物材料作用下Pb、Cd生物有效性的变化 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 全文总结与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.1.1 钼矿区重金属污染特征 |
| 7.1.2 钼矿区重金属形态变化特征 |
| 7.1.3 钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素 |
| 7.1.4 钼元素对油菜吸收铅、镉元素的影响 |
| 7.1.5 钼矿区土壤中铅、镉元素固定方法探析 |
| 7.2 本研究主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、典型矿冶周边地区土壤重金属污染及有效性含量（论文参考文献）
- [1]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)
- [2]田块尺度土壤镉砷分布特征及其对微生物群落的影响[D]. 谢文达. 河北农业大学, 2020(05)
- [3]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)
- [4]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
- [5]乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析[D]. 王越. 山东科技大学, 2020(04)
- [6]铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的迁移特征及来源解析[D]. 孙境蔚. 华侨大学, 2020
- [7]阜新市表土重金属环境基线的厘定及其生态地球化学应用[D]. 于淼. 辽宁师范大学, 2020(01)
- [8]黄原酸镉形成对土壤微生物毒性与镉赋存形态影响的研究[D]. 崔永强. 中国地质大学(北京), 2020(10)
- [9]钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例[D]. 韩张雄. 西北农林科技大学, 2020
- [10]新疆某矿冶区周边土壤重金属生物有效性与生态风险评价[J]. 杨伟光,陈卫平,杨阳,刘长峰,马凌超. 环境工程学报, 2019(08)