一、铜陵矿区土壤中镉存在形态及生物有效性（论文文献综述）
李璐铫[1]（2021）在《石膏复合物对水稻根际微域砷迁移转化的影响及其微生物作用机制》文中认为砷是我国稻田土壤的主要污染物之一,水稻吸收砷并在籽粒中累积,会对人类产生健康风险。因此,降低土壤砷生物有效性,减少水稻对砷的吸收是当前急需解决的问题。石膏复合物是石膏和氧化铁按一定比例混合的石膏类钝化剂,其应用于农田土壤可有效固定重金属污染物。为探讨石膏复合物添加对水稻根际微域砷迁移转化的影响,本文通过调查中国南方水稻土根际厘米级微域总砷和有效态砷含量的变化,初步分析根际微域的梯度效应;进一步,模拟不同根际微域环境,研究模拟根系分泌物和石膏复合物添加对砷有效性及形态的影响,明确石膏复合物对砷污染土壤在微域梯度上的作用;最后,通过水稻根箱盆栽试验,考察石膏复合物对污染土壤中砷的稳定效果,探索石膏复合物对根际微域砷生物有效性的影响及其降低水稻砷累积的机理。主要结论如下:（1）通过对中国南方地区10个省市水稻田土壤砷含量调查发现,除了浙江兰溪,其他9个省市水稻土都存在不同程度的砷污染,其中湖南常德、贵州独山、贵州兴仁、重庆、广东佛山5地总砷含量在风险筛选值范围内,其余4地总砷含量低于风险筛选值。各地根际土壤砷含量在厘米级微域上随距离的增加呈上升趋势,贵州兴仁、重庆两地在0-0.5 cm和3-5 cm区域之间差异显着,这可能是由于水稻根系造成的根际递减效应。（2）在模拟根际不同微域的培养试验中,微域距离增加,模拟根系分泌物浓度减少,土壤p H逐渐降低、Eh逐渐增加。近根区根系分泌物含量高,土壤溶液中Fe（II）和砷含量有所增加。0.3%石膏复合物的添加能有效降低近根区高浓度根系分泌物中土壤溶液砷含量,尤其是As（III）,但对于远根区低浓度根系分泌物添加的土壤,石膏复合物处理无显着影响。在根箱培养试验中,0.3%石膏复合物的处理促进了土壤的微域效应,各微域之间的p H和Fe（II）呈现梯度性变化。同时,石膏复合物的添加显着降低了土壤溶液中砷含量。由于根系分泌物的存在,土壤溶液中As（III）和As（V）含量随微域距离的增加逐渐增加,在近根区（0-2mm）和远根区（8-10mm）之间差异显着。（3）通过水稻盆栽试验发现,石膏复合物处理降低了土壤p H、DOC和DON含量。在根际微域中,随着微域距离的增加,DOC、DON含量呈上升趋势,远根区比近根区含量高。石膏复合物处理显着增加了土壤溶液中Fe（II）含量,Fe（II）随微域距离的增加而增加,且高浓度石膏复合物处理下根际微域递增效应更为显着。土壤溶液中砷含量随石膏复合物添加量的增加而降低,石膏复合物处理促进了一部分无机砷向DMA转化。各微域上砷含量随距离增加而增加,其中0.3%石膏复合物处理下根际微域梯度效应最为显着。此外,石膏复合物添加降低了水稻地上部和根系中的砷含量,尤其是地上部砷累积量显着下降,其中0.3%处理效果最优。（4）0.3%石膏复合物的添加降低了呼吸砷还原基因（arr A）和铁还原菌（Geobacteraceae）相对丰度,增加了砷还原基因（ars C）、砷甲基化基因（ars M）、硫酸盐还原菌还原基因（dsr A）基因相对丰度,其中近根区arr A、Geobacteraceae、ars M、dsr A基因的相对丰度显着高于远根区,0.3%石膏复合物的处理促进了这种根际效应。石膏复合物处理显着增加了各微域之间的Beta多样性。此外,低添加量石膏复合物（0.1%）处理下,群落结构在门水平和属水平上都与对照相似,较高添加量（0.3%、0.6%）显着增加Firmicutes和降低Proteobacteria相对丰度。近根区（0-2mm）优势菌群相对丰度高于远根区（8-10mm）,而石膏复合物的添加促进了微生物的根际效应。
储昭霞[2]（2020）在《煤矸石协同植物对铜尾矿改良的效果与作用机制研究》文中研究表明铜尾矿是典型工业固体废弃物,由于综合利用水平有限,大量铜尾矿堆积带来的重金属污染和安全问题备受关注,对其进行生态修复具有十分重要的现实意义。植被重建技术在尾矿生态修复中广受青睐,其关键点是基质改良和耐性物种选择。目前,将废弃物制成改良剂修复尾矿是一种重要的修复方法。煤矸石是煤炭开采过程中产生的固体废弃物,可作为贫瘠和盐碱地土壤改良剂,且具有作为重金属吸附材料的潜力。因此,本研究将废弃物煤矸石作为改良剂添入铜尾矿,通过盆栽实验、淋滤实验、吸附实验和粒径实验,结合种植黑麦草（Lolium perenne）和香根草（Vetiveria zizanioides）,研究改良后铜尾矿基质理化性质变化、重金属行为变化和修复植物的生态响应变化,以探索煤矸石与植物协同对铜尾矿生态修复的可行性与作用机制,为铜尾矿的综合利用提供新思路、新方法。研究主要得出以下结论:（1）煤矸石具备作为铜尾矿基质改良剂的物质基础条件。铜尾矿为高钙硅酸盐型,营养贫瘠且Cu和Cd含量较高,综合潜在生态风险指数达中度污染水平。但煤矸石属黏土矿物型,其pH值和养分水平显着高于铜尾矿,且Cd、Cu、Pb和Zn的含量及有效态含量均显着低于铜尾矿,具有改善铜尾矿贫瘠环境和重金属污染水平的潜力。（2）煤矸石与植物（黑麦草、香根草）能产生协同改良铜尾矿的效果。煤矸石、煤矸石+黑麦草、煤矸石+香根草三种修复方式下,添加1%～20%（w/w）的煤矸石能显着改善铜尾矿基质pH值和养分水平,且能促进铜尾矿中Cd、Cu、Pb、Zn由F1态（可交换态）、F2态（碳酸盐结合态）向F3态（铁锰结合态）、F4态（有机结合态）或F5态（残渣态）转变,降低Cd、Cu、Pb、Zn生物有效性和生物可利用性,表现出能稳定化修复铜尾矿中Cd、Cu、Pb、Zn的作用效果。稳定化修复效果依次是:煤矸石+黑麦草>煤矸石+香根草>煤矸石。添加煤矸石后,铜尾矿OM（有机质）含量增加是重金属行为改变、生物有效性降低的关键因素。（3）修复植物对煤矸石改良铜尾矿基质环境表现出一定的生理生态响应特征。随煤矸石添加比例增加（1%～20%）,黑麦草和香根草对重金属Cd、Cu、Pb、Zn富集能力和水平降低,且转运能力发生改变,均主要将重金属富集于地下部。同时,植物叶片中光合色素、SP（可溶性蛋白质）和Pro（脯氨酸）含量升高,MDA（丙二醛）含量降低,SOD、POD、CAT酶活性选择性升高或降低,从而在一定程度上增强植物对铜尾矿胁迫生境的抗性。铜尾矿中重金属赋存形态F2态是决定Cu、Pb、Zn从铜尾矿向植物根部迁移的关键形态;OM是影响Cd、Cu、Zn等从铜尾矿向黑麦草和香根草地下部迁移的关键理化因子,EC是影响铜尾矿中Pb向黑麦草地下部迁移的关键理化因子。（4）不同粒径煤矸石添加对铜尾矿的修复效果呈现一定差异。当添加煤矸石粒径为100～1000μm、比例为1%～20%时,煤矸石粒径越小、添加比例越高,对铜尾矿中Cu固化效果越好。随煤矸石粒径增大,黑麦草和香根草种子发芽率、光合色素和SP含量趋于降低,MDA、SOD、POD和CAT酶活性趋于增大。P100+T5（添加煤矸石粒径为100μm、添加比为5%）处理下的黑麦草和P100+T1处理下的香根草均能呈现较好的生理状态。由此,煤矸石具有对铜尾矿生态改良的潜力,可视为一种潜在固废改良剂。将煤矸石添入铜尾矿不仅能起到改善铜尾矿贫瘠环境的作用,还能起到稳定铜尾矿中重金属的效果。煤矸石协同植物（黑麦草或香根草）比煤矸石单独添加对铜尾矿中重金属稳定化修复能产生更好的效果。图[24]表[31]参考文献[314]
谢文达[3]（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》文中认为近年来,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。
许志楠[4]（2020）在《土壤锑镉对赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）的生态毒理学效应》文中认为我国锑（Antimony,Sb）和镉（Cadmium,Cd）的储备量和开采量均位居世界第一。我国是纺织印染大国,锑镉复合污染已出现于纺织印染行业聚集区。锑和镉在土壤和水环境中迁移转化和归宿已有较多研究,但锑和锑镉复合污染对蚯蚓的生态毒理学效应的研究极少。本文以土壤锑、镉为研究对象,选择赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）作为受试生物,采用土培法,探讨了土壤锑及锑镉复合胁迫对土壤质量的可靠指示者蚯蚓的生态毒理学效应,主要研究结果有:（1）采用Logistic函数评价土壤锑在老化前后对赤子爱胜蚓的影响,建立了土壤锑的处理水平与蚯蚓的回避效应、逃逸率和死亡率的剂量-效应关系。以15 d的800 mg/kg的处理水平为例,30d的老化过程可以显着降低蚯蚓对锑的死亡率（93.33%降至66.67%）、净回避效应值（36.67%降至13.33%）和逃逸率（100%降至53.33%）。72 h、7 d和15 d的半致死含量依次由老化前的355.27 mg/kg、322.19mg/kg和282.74 mg/kg上升至老化后的2324.55 mg/kg、1743.19 mg/kg和745.94mg/kg,表明老化过程降低土壤锑对蚯蚓的毒性。老化后弱酸提取态锑占总锑的平均比例由23.09%下降到14.00%,24 h的蚯蚓死亡率随之下降。（2）采用生物标志物响应指数（Biomarker Response Index,BRI）和效应添加指数（Effect addition index,EAI）表征了蚯蚓锑镉复合污染土壤中暴露7 d、14 d、21 d和28 d后的联合效应。结果表明,蚯蚓体内锑的积累不明显;其次,在锑镉单一及复合胁迫下蛋白质含量整体下降了13.86%～58.87%,丙二醛含量和金属硫蛋白可提升至1.23 nmol/mg Pr和40.82μg/mg Pr,超氧化物歧化酶、过氧化氢酶、过氧化物酶活性整体上升37.10%～708.11%、18.94%～184.80%、9.38%～150.54%,BRI和EAI分别为1.32～3.35和﹣0.1549～﹣0.7561,表明锑镉复合污染对蚯蚓产生了拮抗效应。（3）通过土培法,评估了蚯蚓对锑镉污染土壤的土壤酶活性、锑镉形态分布、生物有效性和生物可给性的影响。结果表明,蚯蚓对污染土壤的蔗糖酶、脲酶和中性磷酸酶的活性具有提升效应,最大可分别提高56.68%、114.56%和118.97%,但能抑制了土壤过氧化氢酶活性最高可达65.59%,对土壤蛋白酶则无显着影响。蚯蚓可促进锑、镉污染土壤的酶指数（几何均值指数）上升,具有潜在的土壤改良功能。但蚯蚓可导致土壤锑的弱酸提取态上升4.02%～28.39%,并导致土壤锑的生物有效性与生物可给性至多提升33.33%和20.09%,但使得土壤镉的生物有效性和生物可给性至多下降30.71%和13.96%（4）采用微生物群落组成谱分析法评价蚯蚓对锑镉污染土壤细菌的生物多样性影响。结果表明,蚯蚓处理后Chao1、Pielou和Shannon指数分别为3701.51～4165.40、0.815699～0.849948和9.6081～10.0925,蚯蚓促进了锑镉污染土壤中细菌的均匀度、丰富度和多样性,并导致土壤细菌组成丰度和优势地位发生改变,使得鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）、罗伊氏乳杆菌（Lactobacillus reuteri）等在蚯蚓处理土壤中相对占优,而乳杆菌属（Lactobacillus）、Sphingomonas jaspsi等的优势地位下降。蚯蚓对锑镉污染土壤的微生物多样性具有促进效果。本文研究了土壤锑及锑镉复合污染对蚯蚓的生态毒理效应,阐明了锑镉复合污染的交互作用机制,为土壤锑、镉污染的治理提供了重要支持,对土壤环境中锑的危害和风险评价具有科学意义。
陈红兵[5]（2020）在《钙多肽对水稻（Oryza sativa L.）吸收Cd2+的阻控效应及机理研究》文中研究表明“镉大米”的连续出现标志水稻土性质的特殊性和污染的严重性,同时也表明镉污染水稻土治理技术的复杂性和难度性,目前的相关治理技术均取得一定成效,如化学原位钝化、有机肥氧化还原、钙离子竞争性抑制等技术,但均存在一个技术缺陷---重金属隔离子仍然存在土壤中,随时将再产生“镉大米”,因此,上述技术只能算是一种应急技术;针对此情况,相关专家提出秸秆修复技术,但如何实施尚未定论,基于此现状,本研究将含蛋白高、可作优质有机肥的植物饼粕与具有钙离子的生石灰组合,在高温下强制解析为全水溶性的、具有高活性钙离子的蛋白多肽--钙多肽,结合前期研究,以期钙多肽具有有机肥特性（蛋白氮）、化学钝化剂的特性（游离巯基、羧基基团）、竞争性抑制特性（有效态钙离子）,并通过水培阻控、种植肥效、土壤钝化、吸收阻控等内容的研究及其细胞学、转录组学、土壤化学机理分析,探索钝化与竞争性抑制联合阻控→高密度水稻种植→安全种子→含镉秸秆去除修复模式,达到安全种植与去除修复同步化,为镉污染水稻土治理形成新的技术参考。具体研究内容如下:1、水培阻控研究,分析了不同浓度镉处理及钙多肽调控镉处理下水稻幼苗生长的生理变化和根系对镉积累的影响。结果表明,随着镉浓度的增加,镉胁迫抑制了水稻幼苗的株高和根生长,不同浓度镉胁迫下施加一定量的钙多肽,可以促进水稻幼苗的生长;隔胁迫的浓度大于2 mg/L时,水稻幼苗中叶绿素总含量显着降低,而施加钙多肽可以提高叶片中叶绿素总含量,对于不同浓度镉胁迫之间,施加钙多肽对提高叶片的叶绿素总含量差异不明显。根系对镉的累积量随镉胁迫浓度变化而变化。同时也随着培养的时间延长而增加。钙多肽可以减少根系对镉的累积量,低浓度镉胁迫（0.5 mg/L）下,钙多肽显着抑制根系对镉的吸收,镉胁迫浓度高于5 mg/L,钙多肽抑制根系对镉吸收的效果不明显。进一步采用免疫荧光技术和FTIR技术分析了镉胁迫及钙多肽调控镉处理水稻幼苗生长的可能机制,结果表明,FTIR分析表明水稻幼苗根细胞壁组分如纤维素、果胶以及多糖的特征吸收峰受到镉胁迫的显着影响,钙多肽能调控镉胁迫下根细胞壁组分的特征吸收峰变化。结合免疫荧光标记技术进一步分析,JIM5识别的去酯化果胶受镉胁迫和钙多肽调控的影响较小,而JIM7识别的酯化果胶参与镉胁迫以及钙多肽对镉胁迫的调控。2、通过高通量的转录组数据分析分析表明,镉胁迫对细胞组分和细胞代谢中酶的催化活性影响较大,且对植物代谢具有一定的抑制作用,可能跟镉抑制水稻幼苗细胞的信号转导有关。不同浓度的镉胁迫对水稻幼苗根系中转录差异基因影响较大,随着镉胁迫的浓度增高,影响水稻根细胞转录差异的强度增加。钙多肽能缓解水稻根细胞中镉胁迫带来的代谢抑制作用,有助于恢复镉胁迫下水稻根细胞能量代谢和生物合成过程。通过对差异基因组的GO富集和KEGG分析,证实了钙多肽通过影响细胞壁合成相关的基因,通过调控细胞壁蛋白糖基化对镉胁迫的调节。此外,还发现了与过氧化物酶相关基因,揭示了钙多肽对镉胁迫的调控与水稻根细胞吸收锰离子的关联。3、种植肥效研究,从氮肥角度上讲,钙多肽的有效成分主要是所含蛋白氮,因此,以尿素酰胺氮为对照,研究钙多肽对水稻的生长效应,以及水稻吸收钙离子、氮磷钾成分变化,探索钙多肽作为肥料的可行性,结果表明,以常规大田施氮量（180 kg/hm2）为标准施肥时,钙多肽组与尿素组的水稻植株高度几乎相似,40天内分别是30.65 cm、30.73 cm,80天的株高分别是39.87 cm、40.67 cm,但两组合的水稻植株含氮量却不同,钙多肽组与尿素组植株40天的含氮量分别是3.75 mg/g、5.66 mg/g,80天的含氮量分别是10.16 mg/g、12.54 mg/g,表明钙多肽所种植水稻植株的含氮量明显低于尿素组,可能是尿素分解转化为铵离子的速度较快所导致;通过测定磷、钾含量表明,钙多肽组与尿素组40天的磷含量分别是0.71 mg/g、0.64 mg/g,80天的磷含量分别是1.24 mg/g、0.86mg/g;40天的钾含量分别是9.24 mg/g、8.58 mg/g,而80天的钾分别是28.96 mg/g、21.33 mg/g,此结果与植株氮含量趋势相反,也表明蛋白氮与尿素酰胺氮具有不同功能与特性;通过测定钙离子吸收结果表明,钙多肽与尿素40天内的钙离子吸收量较为相似,分别为2.48 mg/g、2.26 mg/g,表明植株苗期生长无需吸收大量无机离子;但80天后的钙离子含量就明显不同,分别为8.26 mg/g、7.07 mg/g,表明钙多肽由于具有有效态钙离子促进了水稻植株对钙离子的吸收,同时以水溶性氯化钙作为对照以比较离子状态钙离子对水稻吸收效果,（仅仅为对照,氯离子抑制水稻生长）;综合评价,钙多肽具有与尿素相似肥效,整体生长外观正常,但钙多肽组水稻植株无黄叶、且钙含量明显高于尿素,这为钙多肽竞争性抑制重金属隔离子建立了功能基础。4、土壤重金属钝化研究,基于钙多肽的相关特性,具有对水稻土重金属镉离子的钝化潜力,设计了以标准施肥氮量为基准的用量,测定对水稻土镉离子的钝化效应,结果表明,钙多肽对土壤中有效态镉离子具有较明显的钝化作用,30～90天内均可将Cd为2.0 mg/kg污染水稻土中的有效态降至0.824 mg/kg,降低比例达到58%,而对于镉含量为5.0 mg/kg的镉污染水稻土可达到降低56%,这作为具有肥效的多肽已是比较理想结果,同时与之对应的还原态镉、可氧化态镉均提高到45%～80%,进一步表明钙多肽具有作为钝化剂的基本特性。5、吸收阻控研究与秸秆去除修复探索试验,以常规种植复混肥为对照,以及用无重金属的动物蹄角水解为多肽为有机肥对照（市售养殖废弃物有机肥大多铜、锌超标,影响研究结果）,利用盆栽试验研究钙多肽对水稻吸收镉的系列阻控效应,结果表明,水稻根部对隔离子具有较强富集效应,可将水稻土中的2.0 mg/kg Cd富集达到11.25 mg/kg（苗期）、13.94 mg/kg（分蘖期）、14.90 mg/kg（抽穗期）、11.63mg/kg（成熟期）,富集程度达到5-7倍,这也表明水稻对隔离子的亲和性,与相关报道结果吻合,而对照复混肥水稻的富集镉含量为14.77 mg/kg（苗期）、16.50 mg/kg（分蘖期）、20.47 mg/kg（抽穗期）、16.80 mg/kg（成熟期）,两者比较表明,钙多肽对水稻根部吸收镉仍然具有一定阻控作用,而对于含镉为5.0 mg/kg的污染水稻土则根部镉含量将更高,水解蹄角多肽介于钙多肽与复混肥之间;基于无机离子由根部向上运输的基本原理,测定水稻不同时期茎、叶、种子的镉含量变化,结果表明,钙多肽组水稻茎的镉含量分别为:1.25mg/kg（苗期）、3.94 mg/kg（分蘖期）、4.90 mg/kg（抽穗期）、1.59 mg/kg（成熟期）,而对照复混肥组水稻茎的镉含量分别为:4.77 mg/kg（苗期）、6.56 mg/kg（分蘖期）、10.47 mg/kg（抽穗期）、6.62 mg/kg（成熟期）,两者比较表明,钙多肽仍具有一定的阻控作用,但总体的镉含量均不低,这也是镉大米重复出现的生理富集原理,对于含镉为5.0 mg/kg的污染水稻土则整体进一步提高;对于含2.0 mg/kg Cd的水稻土组叶片镉含量测定表明,钙多肽组水稻成熟期的叶片镉含量为0.52 mg/kg,而复混肥对照组成熟期叶片镉含量为1.22 mg/kg;水稻种子的含镉量是研究的关键,钙多肽组的所制备糙米镉为0.081 mg/kg,复混肥组为0.238 mg/kg,钙多肽组的谷壳镉含量为0.0066 mg/kg,对照复混肥组为0.107 mg/kg;所有参数表明,水稻由根、茎、叶、糙米、谷壳的镉离子逐渐降低,而钙离子谷壳含量最高,结果符合植物生理学理论,也表明钙多肽的钝化效应和竞争性抑制作用。基于上述所有研究结论和秸秆修复理念,设计以0.28 m2的塑料盆为种植容器,实施高密度种植试验,所种植水稻每平方米达到1200株以上（常规为140株）,研究镉吸收状况、水稻生长状况、秸秆总干重量等指标,结果表明,水稻生长良好,对照复混肥组水稻中部略有发黄现象,类似烧苗,结实较少,但钙多肽组的水稻生长完全正常,无发黄现象（与前期其它研究一致）,让人意想不到的结果是复合肥组（0.138 mg/kg）与钙多肽组（0.012 mg/kg）糙米含镉量均合格达标,分析其机理是植株太多、根系稠密、局部有效态隔离子被大量根系围绕而吸收,单株吸收量相对减少近5～8倍,这也是多肽的特殊功能所致,并且每平方所有秸秆可吸收8.238 mg Cd,可实现安全种植与秸秆修复同步化,并且20年内可实现秸秆去除修复（国家标0.3 mg/kg为污染土,只需5年左右可达到去除修复-估计值）,这也许是未来可供参考的重要研究方向。
胡青青[6]（2020）在《硫磺矿废弃地重构土壤-作物重金属分布特征与健康风险评价》文中提出矿业废弃地的复垦利用对改善生态环境、拓宽土地利用空间和坚守18亿亩耕地红线有着重要的意义。针对当前矿业废弃地复垦重工程、轻生态修复,以及重构土壤质量呈明显下降趋势,重金属迁移规律不清等科学与实践问题,本文以西南地区硫磺矿废弃复垦地为研究对象,基于土壤和作物“点对点”进行样点采集和室内测试分析,采用经典统计学方法,结合地统计学理论,系统的分析了复垦表层土壤与作物（玉米）中五种重金属（Cd、Cr、Ni、As和Hg）含量分布特征,并对其进行污染评价及健康风险评估,确定优先控制元素,提出管控措施;同时从剖面的角度分析五种重金属的垂直变化趋势,并探讨了不同土层深度下Cd的赋存特征及影响各形态分布的主要因素。主要研究结论如下:（1）复垦表层土壤中,除Hg之外,其它四种重金属均出现了不同程度的超标,其中Cd超标率达90%,对应的玉米籽粒中五种重金属均值都未超过食品标准限值;空间插值结果显示,不同重金属空间分布格局存在差异。复垦区土壤和作物重金属现状评价结果表明表层土壤中重金属污染严重,Cd是主要污染因子,而玉米籽粒中重金属整体上处于安全水平,其生物富集系数均较低（BCF<0.1）。相关性分析表明,土壤对玉米有直接的影响,且是一种空间非平稳关系。（2）复垦剖面土壤中五种重金属,其均值含量随着垂直深度差异不太明显,不同土层深度下电镜扫描-能谱分析和形态分析结果表明,土壤中Cd是以类质同象的形式存在的,且Cd可还原态占比最高,不同剖面深度下重金属全量是影响Cd形态含量分布的最主要因素,其次是pH、有机质、CEC等。（3）复垦土壤和玉米中重金属进行健康风险评价结果表明,整体上表现出土壤-作物系统中单个重金属元素不会对人体产生非致癌和致癌风险,但其复合重金属污染污染则可能会产生危害。土壤-作物系统中Cr元素是导致当地居民健康产生致癌风险的最主要元素,成人和儿童的Cr综合致癌风险控制值均小于0.5mg·kg-1,Cr作为优先控制对象,随后是Cd、Ni和As,不同重金属风险控制采取不同修复措施。图[19]表[18]参[128]
孙境蔚[7]（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》文中认为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。
刘悦畅[8]（2020）在《沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌联合修复农田土壤镉污染的研究》文中认为为了研究沼泽红假单胞菌（Rhodopseudanonas palustris）、枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）的联合使用,对修复农田土壤中重金属镉污染盆栽种植小白菜（Brassica campestris L.ssp.chinensis Makino）的效果及安全性。本论文采用盆栽实验,运用了BCR四步法,火焰原子吸收法,稀释涂布平板法等方法,分别测定了沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌对土壤中镉形态含量、微生物种群数量、土壤酶活性、小白菜生理生化指标和根、茎中镉含量的影响,旨在探讨降低农田土壤中镉生物有效性的有效途径,为新型生物菌肥研制提供实验依据。主要研究结果如下:1、沼泽红假单胞菌、枯草芽孢杆菌单独作用以及联合作用均能使农田土壤中镉的固定态增加,降低农田土壤中镉的生物有效性,且联合处理组农田土壤中镉生物有效性降低最显着（P<0.05）,达到32.70%;两种菌单独作用及联合作用,均对农田土壤中微生物各种群数量有显着性影响（P<0.05）,其中,细菌的数量达到了105CFU/g,其次是放线菌数量达到了102 CFU/g;真菌数量最低。2、投加中、高浓度枯草芽孢杆菌和高浓度联合组,使土壤中脲酶、过氧化氢酶、碱性磷酸酶活性均大幅增加（P<0.05）。土壤脲酶分别提高了89.37%,104.37%,226.87%;土壤过氧化氢酶分别提高了65.72%,85.81%,402.18%;土壤碱性磷酸酶分别提高了497.82%,202.17%,376.08%;土壤蔗糖酶活性无显着变化（P>0.05）。总体而言,投加两种菌均能促进农田土壤中酶活性,提高土壤肥力。3、投加沼泽红假单胞菌、枯草芽孢杆菌和联合作用均显着降低（P<0.05）了小白菜根、茎中的镉含量,联合处理组根、茎中镉去除率分别达到58.06-71.37%和73.66-76.70%;均提高了小白菜株高,茎鲜重,叶绿素a、b含量,叶绿素a/b的比值和叶绿素总量,联合处理组小白菜的生物量增加了18.13-69.55%。综上所述,沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌联合作用,对农田土壤中镉污染的修复效果显着且促进了小白菜的生长,对农田土壤中重金属污染的治理有着重大潜力和市场应用前景。
韦瑛楠[9]（2020）在《三种菌糠钝化剂对设施土壤镉污染修复及油菜生长的影响》文中研究说明近年来我国设施农业迅速发展,但由于过量施用肥料以及设施环境高复种指数、高温高湿及无降水淋洗等特点,导致设施土壤的重金属污染,对食品安全和人体健康造成了极大的风险。以有机废弃物为材料的原位钝化修复技术是中轻度重金属污染土壤边种植边修复的有效手段之一。本研究利用食用菌栽培废料—菌糠为原材料制成菌糠、菌糠生物炭、菌糠堆肥三种有机钝化剂,进行土壤培养模拟修复试验和盆栽修复试验,以确定三种钝化剂对Cd形态和油菜生长的影响。主要研究结果如下:（1）设施环境条件变化影响镉有效性而三种钝化剂可降低镉有效性。盐分物质的增加,如NH4NO3、Ca（NO3）2、Mg SO4和Na Cl,可造成镉的活化,使土壤有效态镉浓度上升,其中NH4NO3影响最显着（p<0.01）。土壤有效镉含量与p H变化呈极显着负相关（p<0.01）,当盐分导致p H从6.4下降至5.94时,土壤有效镉含量相应从0.95上升至1.43mg·kg-1。温度升高到30℃以上、干湿循环都会促进有效镉含量增加,而淹水处理、温度低于30℃、冻融循环都会减少有效镉浓度,但这些因素对有效镉含量的影响远小于盐分。三种钝化剂均可以减轻甚至抵消设施条件变化带来的不利影响,使土壤有效镉恢复到没有盐分胁迫时的水平。其中,生物炭处理在抵消设施环境不利影响方面效果最为明显,菌糠和堆肥效果差异不大。（2）土壤培养模拟修复试验结果表明三种菌糠钝化剂既能钝化镉又能改善土壤理化性质。菌糠钝化剂的施加使镉可交换态含量显着下降（p<0.01）,且下降程度随钝化剂添加量增加而增大,当施加量为4%时,钝化效果最好。培养结束时,添加4%的菌糠、菌糠生物炭、菌糠堆肥对于可交换态镉的下降幅度分别为29.06%-52.77%;42.94%-59.26%;29.06%-36.47%,并促使镉由可交换态向有机物结合态转化,上述处理分别增加了镉的有机物结合态37.47%-59.73%;12.67%-31.66%;14.74%-29.56%。钝化剂显着提升了土壤的p H、阳离子交换量:菌糠、生物炭、堆肥对土壤p H的提升程度分别为0.18-0.68、0.47-1.04、0.19-0.44;对阳离子交换量的提升程度为2.04%-29.72%、3.32%-43.29%、1.49%-31.05%,另外对持水量、碱解氮、速效磷、速效钾含量的提升效果也很明显。土壤Cd形态与土壤理化性质相关性分析结果显示,可交换态Cd与p H、阳离子交换量、持水量、碱解氮、速效磷、速效钾呈显着的负相关（p<0.05）,与p H呈极显着负相关（p<0.01）,与容重呈显着正相关（p<0.01）,与残渣态和有机质结合态呈正相关（p<0.01）,而电导率与Cd可交换态含量不相关。除了改善土壤性质,钝化剂还可以增加土壤酶活性,镉抑制土壤酶活性,而三种钝化剂均显着提高了土壤酶活性（p<0.05）,菌糠对三种酶活性的提升程度为43.33%-106.6%,接近于堆肥的48.05%-136.67%,二者对酶活的促进效果好于生物炭的23.80%-86.87%。（3）盆栽试验结果表明三种钝化剂均能有效促进油菜生长,缓解Cd对油菜的毒害。普通土壤中,菌糠处理组、生物炭处理组、堆肥处理组的油菜生物量相比对照组分别增加了6.55%、21.43%、54.17%;在设施土壤中,各组油菜的生长受到了抑制,与最大生物量相比,对照组、菌糠处理组、生物炭处理组、堆肥处理组的生物量分别降低了82.88%、62.89%、29.73%、23.17%。普通土壤和设施土壤中,堆肥处理组对油菜的生长都有更好的促进作用。三种钝化剂还显着降低了油菜体内的Cd含量（p<0.01）,菌糠、生物炭、堆肥对油菜体内镉含量降低程度依次为43.48%、60.87%、17.39%,三种处理下油菜镉含量均符合食用标准;对油菜叶片中叶绿素含量的增加程度依次为2.87%-9.85%、11.75%-16.12%、14.75%-27.01%;对可溶性蛋白的增加程度依次为3.07%-10.42%、13.59%-50.36%、12.88%-35.75%;对可溶性糖的增加程度依次为9.23-9.46%、16.92%-18.92%、12.31%-13.51%;对脯氨酸含量的增加程度依次为3.23%-5.92%、7.09%-12.67%、4.94%-10.56%;对抗氧化酶活性的增加程度依次为54.66%-74.26%、39.05%-51.13%、22.19%-49.58%。三种菌糠钝化剂还能够显着提高普通土壤及设施土壤的微生物碳和氮含量（p<0.05）:菌糠对微生物碳和氮的提升程度分别为8.06%-14.94%和4.46%-22.86%;生物炭对微生物碳和氮的提升程度为17.49%-29.74%和8.48%-25.88%;堆肥对微生物碳和氮的提升程度为12.12%-22.35%和11.05%-31.41%。
陈淑英[10]（2020）在《铜陵市杨山冲尾矿土壤-植物典型重金属分布特征与污染研究》文中研究表明随着对矿产资源的开采与利用,产生的固体废弃物不断增加,堆放时不仅占用了土地资源,而且对周围环境产生危害。在雨水淋滤下,废弃物中重金属溶出,随雨水进入周围农田,造成土壤重金属含量超标。该地区种植的作物也会由富集作用吸收土壤中重金属,通过食物链对人体健康产生一定影响。本文对铜陵杨山冲尾矿重金属污染问题进行较为详细的研究,通过野外勘查,采集土壤、植物样品,探讨尾矿库周围农田土壤-植物重金属的迁移规律及食用植物对人体健康的影响,为尾矿库农田污染评价提供理论支持,因此研究该区域尾矿库中重金属在土壤-植物迁移规律具有重要意义。（1）尾矿库农田土壤水平重金属含量以Cu、Cr、Cd污染为主,以Cd在土壤中超标最为显着,分别是背景值的4.54、3.16、2.91倍;从重金属的纵向迁移变化来看,Mn、Ni和Cr表现为表层较低而底层较高的特点,其中Mn在40 cm的含量高于表层,有向底土层迁移的趋势,Ni在80～100 cm出现富集现象;Cr的变化较为明显,出现0～20 cm和40～60 cm两个富集区;Cu、Cd变化趋势基本一致,表现从表层至底层含量逐渐降低的分布趋势,且表层含量高于背景值,Cu、Cd受人为活动较为明显。（2）尾矿库农田作物重金属含量分布,总体上根部重金属的含量大于地上部分,而Cr的地上部分普遍大于根部含量,所有植物样品含量均超过一般值,植物对Cr表现出较强吸收性;Ni、Cd、Cu部分超标,所有植物样品中Mn的含量均在一般范围之内。（3）研究土壤-植物体系中重金属迁移特征,发现5种重金属的富集程度总体表现为:Cd>Cr>Ni>Mn>Cu,其中,Cd在豆角中表现出较强的富集能力;Mn富集能力较强（BCF>1）主要表现在青瓜、茄子、香瓜、辣椒的根部;而Cu、Ni、Cr的富集能力较弱,6种植物对重金属的迁移能力也存在一定差异,总体表现为:Cd>Ni>Cr>Cu>Mn。其中,Cd对豆角、茄子、香瓜表现出很强的迁移能力,TF大于1或接近1。（4）对水平方向农田土壤重金属含量进行评价研究,采用单因子指数和内梅罗污染指数评价发现,Cd、Cu、Cr污染率分别达83%、77%、8.3%,且污染程度在非根际土显着大于根际土,地积累指数评价得出同样的结论,水平方向土壤以Cu、Cd污染为主,而Mn、Cr、Ni处于无污染;用相同的方法对垂直方向土壤进行评价发现,该土壤以Cd、Cu污染为主,表层土壤污染最为严重,且随着采样深度的增加污染程度逐渐降低;对农作物进行评价发现,农作物以Cd污染为主,其中豆角、辣椒果实中为重度污染,豆角果实3.3-3.58,根部2.22-5.74。潜在生态指数法评价农田土壤重金属污染状况,发现Mn、Cr、Ni在土壤中处于低风险,而Cd、Cu生态风险指数较高分别在21.13-316.90、3.48-16.77之间。（5）采用健康风险评价模型对食用各区农作物的居民进行风险评价,结果表明,无论成人还是儿童HI（风险系数）均大于10,其中Cd、Cu元素HQ（风险系数）均大于1,食用植物时仅由单元素Cd、Cu也会带来一定健康风险。
二、铜陵矿区土壤中镉存在形态及生物有效性（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、铜陵矿区土壤中镉存在形态及生物有效性（论文提纲范文）
（1）石膏复合物对水稻根际微域砷迁移转化的影响及其微生物作用机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 农田土壤砷污染 |
| 1.1.1 农田土壤砷污染来源及危害 |
| 1.1.2 农田土壤砷污染现状 |
| 1.2 土壤砷污染的修复方法 |
| 1.2.1 物理修复 |
| 1.2.2 化学修复 |
| 1.2.3 生物修复 |
| 1.3 石膏类材料对砷污染土壤的稳定化修复 |
| 1.3.1 石膏类材料的应用现状 |
| 1.3.2 石膏类材料对砷迁移转化的影响 |
| 1.3.3 石膏复合物稳定砷的机理 |
| 1.4 土壤微域环境对重金属的影响 |
| 1.4.1 根际微域环境的形成 |
| 1.4.2 氧化还原电位和根系分泌物对重金属的影响 |
| 1.4.3 微域微生物对重金属的影响 |
| 1.5 论文的研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 中国南方稻田土壤根际微域砷污染规律调查 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集与处理 |
| 2.2.2 理化性质分析 |
| 2.2.3 土壤及植物中砷含量分析 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 南方水稻田砷污染情况调查 |
| 2.3.2 水稻田土壤根际不同微区理化性质及砷含量变化 |
| 2.4 小结 |
| 3 石膏复合物对模拟根际环境中砷迁移转化的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验设计 |
| 3.2.2 理化性质分析 |
| 3.2.3 土壤溶液中砷总量及形态分析 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同模拟根系分泌物添加下石膏复合物对土壤理化性质的影响 |
| 3.3.2 不同模拟根系分泌物添加下石膏复合物对土壤砷迁移转化的影响 |
| 3.3.3 模拟根系分泌物添加下石膏复合物对不同微域砷迁移转化的影响 |
| 3.4 小结 |
| 4 石膏复合物对水稻根际微域中砷迁移转化的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验设计 |
| 4.2.2 理化性质分析 |
| 4.2.3 植物及土壤溶液中砷形态及含量分析 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 石膏复合物对根际微域理化性质的影响 |
| 4.3.2 石膏复合物对不同微域土壤中砷迁移转化的影响 |
| 4.3.3 石膏复合物对水稻砷含量及形态的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 石膏复合物影响水稻根际微域砷迁移转化的微生物机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤DNA提取 |
| 5.2.2 荧光定量PCR方法 |
| 5.2.3 微生物16S rRNA测序 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 石膏复合物对土壤砷铁硫相关功能基因的影响 |
| 5.3.2 石膏复合物对不同微域土壤微生物群落结构的影响 |
| 5.4 小结 |
| 6 研究结论、创新点及展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者个人简介 |
（2）煤矸石协同植物对铜尾矿改良的效果与作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 英文缩写清单 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铜尾矿及其生态修复研究 |
| 1.2 煤矸石及其改良基质作用研究 |
| 1.3 研究目标、内容与技术路线 |
| 1.4 本研究的主要工作量 |
| 第二章 样品采集与实验方法 |
| 2.1 研究区环境概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 预实验及修复植物选择 |
| 2.4 实验设计 |
| 2.5 测试分析 |
| 2.6 重金属统计参数 |
| 2.7 质量控制 |
| 2.8 数据分析 |
| 第三章 铜尾矿和煤矸石物质组成分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 化学物质组成 |
| 3.3 矿物组成成分 |
| 3.4 基本理化性质 |
| 3.5 重金属含量及生态风险评价 |
| 3.6 重金属有效态含量 |
| 3.7 重金属赋存形态 |
| 3.8 重金属生物可利用性系数 |
| 3.9 煤矸石改良铜尾矿的可行性分析 |
| 3.10 小结 |
| 第四章 三种修复方式下煤矸石添加对铜尾矿的改良效应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 煤矸石添加对铜尾矿理化性质的影响 |
| 4.3 煤矸石添加对铜尾矿重金属含量及有效态的影响 |
| 4.4 煤矸石添加对铜尾矿重金属赋存形态的影响 |
| 4.5 煤矸石添加对铜尾矿重金属生物可利用性系数及钝化率的影响 |
| 4.6 煤矸石添加对铜尾矿重金属行为的影响机制 |
| 4.7 煤矸石添加后铜尾矿重金属淋滤和活化风险 |
| 4.8 小结 |
| 第五章 修复植物对煤矸石改良铜尾矿的生理生态响应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 植物体重金属富集能力对煤矸石改良铜尾矿的响应 |
| 5.3 修复植物对煤矸石改良铜尾矿的生理生态响应特征 |
| 5.4 植物体富集重金属能力变化的影响机制 |
| 5.5 植物体生理生态指标变化的影响机制 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 不同粒径煤矸石对铜尾矿的改良效应 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 添加不同粒径煤矸石对铜尾矿中Cu有效态影响 |
| 6.3 添加不同粒径煤矸石对修复植物生理生态影响 |
| 6.4 不同粒径煤矸石对修复植物生理生态影响的机制 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究主要结论 |
| 7.2 研究创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 攻读学位期间科研与主要学术活动概况 |
（3）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 |
（4）土壤锑镉对赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）的生态毒理学效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤锑、镉污染 |
| 1.1.1 锑镉资源与产品 |
| 1.1.2 锑、镉在土壤中的积累 |
| 1.1.3 纺织印染型锑镉复合污染 |
| 1.2 锑、镉在土壤中的迁移转化 |
| 1.2.1 锑在土壤中的迁移转化 |
| 1.2.2 镉在土壤中的迁移转化 |
| 1.3 土壤重金属的形态与生物可给性 |
| 1.3.1 土壤重金属的形态分析 |
| 1.3.2 土壤锑、镉的形态分析 |
| 1.3.3 土壤重金属的生物可给性分析 |
| 1.3.4 土壤锑、镉的生物可给性 |
| 1.4 土壤污染物对蚯蚓的生态毒理学效应 |
| 1.4.1 蚯蚓的生态毒理学实验方法 |
| 1.4.2 蚯蚓对土壤重金属的富集作用及其对重金属形态的影响 |
| 1.4.3 蚓体生物标志物对土壤污染物的响应 |
| 1.5 土壤酶与土壤微生物 |
| 1.5.1 土壤污染物对土壤酶的影响 |
| 1.5.2 土壤污染物对土壤微生物的影响 |
| 1.5.3 蚯蚓对污染土壤的改良作用 |
| 1.6 技术路线与创新点 |
| 1.6.1 技术路线 |
| 1.6.2 创新点 |
| 2 土壤锑在老化前后对赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)的急性毒性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 受试物种 |
| 2.2.2 药品、仪器和试剂 |
| 2.2.3 土壤采集及参数 |
| 2.2.4 污染土壤的配置 |
| 2.2.5 消解及元素测定 |
| 2.2.6 废弃物的回收处理 |
| 2.2.7 数据统计与分析 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 锑的处理水平 |
| 2.3.2 锑在老化前后的形态分布 |
| 2.3.3 回避实验 |
| 2.3.4 急性毒性实验 |
| 2.3.5 剂量-效应关系 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 老化前后锑的形态 |
| 2.4.2 回避效应 |
| 2.4.3 逃逸与形态学异常 |
| 2.4.4 剂量-效应关系 |
| 2.4.5 死亡率与锑的形态的关系 |
| 2.5 小结 |
| 3 土壤锑镉对赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)的联合毒性:富集量、生物标志物响应及效应评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验设计 |
| 3.2.1 锑镉的处理水平 |
| 3.2.2 蚯蚓暴露实验 |
| 3.2.3 生物标志物的表征 |
| 3.2.4 生物标志物响应指数 |
| 3.2.5 联合效应评价 |
| 3.2.6 蚓体对锑镉的富集量及生物富集系数 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 蚯蚓对锑镉的富集 |
| 3.3.2 生物标志物响应 |
| 3.3.3 变异系数 |
| 3.3.4 生物标志物响应指数 |
| 3.3.5 联合效应评价 |
| 3.4 小结 |
| 4 赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)对锑镉污染土壤的改良作用:形态与酶活性变化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 锑镉的处理水平 |
| 4.2.2 土壤实验 |
| 4.2.3 土壤酶活性的表征 |
| 4.2.4 几何均值指数 |
| 4.2.5 土壤中锑镉的形态 |
| 4.2.6 土壤锑镉的生物可给性和生物有效性 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 土壤酶活性 |
| 4.3.2 几何均值指数 |
| 4.3.3 锑镉的形态 |
| 4.3.4 生物有效性和生物可给性 |
| 4.4 小结 |
| 5 赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)对锑镉污染土壤中的微生物的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验设计 |
| 5.2.1 锑镉的处理水平 |
| 5.2.2 土壤实验 |
| 5.2.3 测序步骤 |
| 5.2.4 信息处理 |
| 5.2.5 Alpha多样性指数 |
| 5.2.6 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 样品名称解释 |
| 5.3.2 序列处理分析 |
| 5.3.3 种群丰度和Alpha多样性分析 |
| 5.3.4 物种差异性分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.1.1 急性毒性与老化过程 |
| 6.1.2 生物标志物响应与联合效应 |
| 6.1.3 酶活性与锑、镉形态 |
| 6.1.4 微生物群落 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的学术成果 |
| 致谢 |
（5）钙多肽对水稻（Oryza sativa L.）吸收Cd2+的阻控效应及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 我国农田镉污染现状及危害 |
| 1.2.1 我国农田镉污染现状 |
| 1.2.2 农田镉污染的主要来源 |
| 1.2.3 农田镉污染的危害 |
| 1.3 水稻吸收积累镉的机理及影响因素 |
| 1.3.1 土壤中镉的形态分布及其生物有效性 |
| 1.3.2 水稻吸收积累镉的机理 |
| 1.4 镉污染土壤修复技术进展 |
| 1.4.1 镉污染土壤修复技术概述 |
| 1.4.2 植物吸收镉阻控技术 |
| 1.4.3 钙对植物的生理功能 |
| 1.4.4 钙多肽对重金属镉污染的调控 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 1.6 本研究的技术路线 |
| 1.7 研究内容及创新点 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 创新点 |
| 第2章 钙多肽对调控镉胁迫水稻幼苗生长及对镉吸收的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2 营养液配制 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 培养条件 |
| 2.2.5 测量方法 |
| 2.2.6 图像处理与数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 钙多肽对不同浓度镉处理下水稻幼苗生长的影响 |
| 2.3.2 钙多肽对不同浓度镉处理下水稻叶片中叶绿素含量的影响 |
| 2.3.3 钙多肽对不同浓度镉处理下水稻根中Cd含量的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 钙多肽可减少水稻幼苗根系对镉的吸收 |
| 2.4.2 钙多肽可提高镉胁迫下水稻幼苗叶片中叶绿素总含量 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 钙多肽调控水稻幼苗根系细胞壁成分变化的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 水稻的培养与处理 |
| 3.2.3 水稻根系细胞壁的提取及FTIR表征分析 |
| 3.2.4 水稻幼苗根的石蜡切片 |
| 3.2.5 抗体免疫标记 |
| 3.2.6 显微镜观察 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 镉胁迫下水稻幼苗根中细胞壁FTIR谱图分析 |
| 3.3.2 钙多肽调控水稻幼苗镉胁迫下根中细胞壁FTIR谱图分析 |
| 3.3.3 钙多肽调控水稻幼苗镉胁迫下根中细胞壁FTIR谱图的半定量分析 |
| 3.3.4 镉胁迫及钙多肽调控对水稻根细胞中果胶变化的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 镉胁迫及钙多肽调控镉胁迫水稻幼苗根系的转录组分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 供试材料 |
| 4.2.2 水稻的培养与处理 |
| 4.2.3 RNA提取及RNA测序文库的建立 |
| 4.2.4 生物信息学分析 |
| 4.2.5 转录组测序原始数据和质控数据统计 |
| 4.2.6 测序序列质量评估 |
| 4.2.7 差异表达基因的筛选 |
| 4.2.8 差异基因GO富集分析 |
| 4.2.9 差异基因的KEGG富集分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 测序原始数据和质控统计 |
| 4.3.2 测序序列质量评估 |
| 4.3.3 基因表达分析 |
| 4.3.4 差异表达基因的筛选与分析 |
| 4.3.5 差异基因的GO注释分析 |
| 4.3.6 差异基因的KEGG注释分析 |
| 4.3.7 细胞壁合成相关基因分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 钙多肽对水稻生长及Ca~(2+)、Mg~(2+)的吸收影响研究 |
| 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 测量项目与方法 |
| 5.2.4 数据处理与分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 不同施氮量对水稻生长的影响 |
| 5.3.2 不同施氮量对水稻植株N、P、K含量的影响 |
| 5.3.3 不同施氮量对水稻植株Ca、Mg含量的影响 |
| 5.3.4 相同施氮量、不同施钙量对水稻生长的影响 |
| 5.3.5 相同施氮量、不同施钙量对水稻吸收Ca~(2+)、Mg~(2+)的影响 |
| 5.4 结论与讨论 |
| 5.4.1 施氮量与水稻对营养物质吸收与积累 |
| 5.4.2 钙多肽组合施肥对水稻的生长促进作用 |
| 5.4.3 施钙肥促进水稻的生长和对Ca的吸收 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 钙多肽对Cd~(2+)污染土壤的钝化效应研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验材料 |
| 6.2.2 试验方法 |
| 6.2.3 测量项目与方法 |
| 6.2.4 实验数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 钙多肽对镉污染土壤中p H的影响 |
| 6.3.2 钙多肽对土壤中有效镉的影响 |
| 6.3.3 钙多肽对土壤中弱酸(可提取)态镉的影响 |
| 6.3.4 钙多肽对土壤中可还原态镉的影响 |
| 6.3.5 钙多肽对土壤中可氧化态镉的影响 |
| 6.3.6 钙多肽对土壤中残渣态镉的影响 |
| 6.4 结论与讨论 |
| 6.4.1 土壤p H对镉形态的影响 |
| 6.4.2 有效态镉与其它形态镉之间的转换关系 |
| 6.4.3 钙多肽对Cd~(2+)污染土壤的钝化效应及潜力 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 钙多肽对水稻吸收Cd~(2+)的阻控效应及其秸秆去除修复探索研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 实验材料 |
| 7.2.2 试验方法 |
| 7.2.3 测量项目与方法 |
| 7.2.4 数据处理与分析 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 不同施肥处理对水稻生长的影响 |
| 7.3.2 不同施肥处理对水稻产量的影响 |
| 7.3.3 不同施肥处理对水稻植株Cd含量的动态变化 |
| 7.3.4 不同施肥处理对糙米和稻壳中Cd、Ca含量的影响 |
| 7.3.5 不同施肥处理对水稻酶活的影响 |
| 7.3.6 超密度种植与秸秆去除修复探索 |
| 7.4 结果与讨论 |
| 7.4.1 钙多肽对水稻产量和品质的影响 |
| 7.4.2 钙多肽对水稻镉毒害的调节机制 |
| 7.4.3 钙多肽对水稻吸收Cd~(2+)的阻控效应 |
| 7.4.4 钙多肽对水稻吸收和转运Cd~(2+)的阻控机理 |
| 7.5 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录:博士就读期间科研成果 |
| 致谢 |
（6）硫磺矿废弃地重构土壤-作物重金属分布特征与健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 重金属现状评价研究 |
| 1.2.2 重金属在土壤中赋存特征研究 |
| 1.2.3 重金属人体健康风险评价研究 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究技术路线 |
| 2 研究区概况与数据获取 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 矿区复垦概况 |
| 2.2 数据获取与处理 |
| 2.2.1 样品采集与预处理 |
| 2.2.2 样品测定与分析 |
| 2.2.3 数据处理与分析 |
| 3 复垦表层土壤-作物重金属含量分布特征与现状评价 |
| 3.1 复垦表层土壤-作物重金属含量分布特征与空间分布 |
| 3.1.1 土壤重金属含量分布特征 |
| 3.1.2 作物重金属含量分布特征 |
| 3.1.3 土壤-作物重金属空间分布格局分析 |
| 3.2 复垦土壤-作物系统重金属污染现状评价 |
| 3.2.1 单因子与内梅罗综合污染指数评价 |
| 3.2.2 重金属污染物在土壤-作物系统评估 |
| 3.3 土壤-作物系统重金属相关性分析 |
| 3.3.1 土壤-作物系统重金属含量的线性相关性分析 |
| 3.3.2 土壤-作物重金属之间的空间相关性关系 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 复垦剖面土壤重金属分布特征及Cd的赋存形式 |
| 4.1 复垦剖面土壤重金属全量垂直分布特征 |
| 4.2 复垦剖面土壤能谱特征分析 |
| 4.2.1 不同剖面土壤的SEM-EDS特征 |
| 4.2.2 不同土层深度面扫描分析 |
| 4.3 复垦剖面土壤Cd元素的赋存形态及影响因素 |
| 4.3.1 Cd在剖面土壤中的形态分布特征及生物有效性 |
| 4.3.2 剖面土壤Cd各形态的影响因素 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 重金属人体健康风险评价 |
| 5.1 健康风险评价基本程序 |
| 5.2 人体健康风险评价模型 |
| 5.2.1 土壤重金属人体健康风险评价模型 |
| 5.2.2 作物重金属人体健康风险评价模型 |
| 5.3 人体健康风险评价结果分析 |
| 5.3.1 土壤重金属人体健康风险评估 |
| 5.3.2 作物重金属人体健康风险评估 |
| 5.4 复垦土壤风险量化管理研究 |
| 5.4.1 重金属风险控制值计算 |
| 5.4.2 复垦土壤重金属风险管控措施及建议 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（7）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 |
（8）沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌联合修复农田土壤镉污染的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 综述 |
| 1 农田土壤重金属镉污染现状及危害 |
| 1.1 农田土壤镉污染现状 |
| 1.2 农田土壤镉污染危害 |
| 2 土壤镉污染修复技术的研究概况 |
| 2.1 物理法修复土壤镉污染 |
| 2.2 化学法修复土壤镉污染 |
| 2.3 生物法修复土壤镉污染 |
| 3 沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌在修复土壤镉污染研究现状 |
| 3.1 沼泽红假单胞菌在修复土壤镉污染研究现状 |
| 3.2 枯草芽孢杆菌在修复土壤镉污染研究现状 |
| 4 沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌修复镉污染面临的问题 |
| 5 本学位论文的研究意义和研究内容 |
| 5.1 研究意义 |
| 5.2 研究内容 |
| 5.3 实验方案 |
| 第二章 沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌对土壤镉污染的修复效应 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.1.1 供试土壤 |
| 1.1.2 实验菌种 |
| 1.1.3 供试植物 |
| 1.1.4 培养基 |
| 1.1.5 主要试剂 |
| 1.1.6 主要仪器 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 菌种培养 |
| 1.2.2 模拟镉污染土壤准备 |
| 1.2.3 实验设计 |
| 1.2.4 种植收获 |
| 1.2.5 土壤镉形态含量测定 |
| 1.2.6 土壤中微生物种类和数量的测定 |
| 1.2.7 统计分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 不同菌悬液对土壤镉形态含量的影响 |
| 2.2 不同菌悬液对土壤微生物区系的影响 |
| 3 讨论 |
| 3.1 不同菌悬液对土壤镉形态含量的影响 |
| 3.2 不同菌悬液对土壤中微生物种类数量的影响 |
| 4 小结 |
| 第三章 沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌联合作用对镉胁迫下土壤酶活性的影响.. |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.1.1 供试土壤 |
| 1.1.2 实验菌种 |
| 1.1.3 供试植物 |
| 1.1.4 培养基 |
| 1.1.5 主要试剂 |
| 1.1.6 主要仪器 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 菌种培养 |
| 1.2.2 模拟镉污染土壤准备 |
| 1.2.3 种植收获 |
| 1.2.4 土壤酶活性的测定 |
| 1.2.5 统计分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 不同菌悬液对土壤脲酶活性的影响 |
| 2.2 不同菌悬液对土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 2.3 不同菌悬液对土壤碱性磷酸酶活性的影响 |
| 2.4 不同菌悬液对土壤蔗糖酶活性的影响 |
| 3 讨论 |
| 3.1 不同菌悬液对土壤脲酶活性的影响 |
| 3.2 不同菌悬液对土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 3.3 不同菌悬液对土壤碱性磷酸酶活性的影响 |
| 3.4 不同菌悬液对土壤蔗糖酶活性的影响 |
| 4 小结 |
| 第四章 沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌联合修复对镉胁迫下小白菜生长的影响.. |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.1.1 供试土壤 |
| 1.1.2 实验菌种 |
| 1.1.3 供试植物 |
| 1.1.4 培养基 |
| 1.1.5 主要试剂 |
| 1.1.6 主要仪器 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 菌种培养 |
| 1.2.2 模拟镉污染土壤准备 |
| 1.2.3 种植收获 |
| 1.2.4 小白菜生长指标测定 |
| 1.2.5 小白菜叶绿素含量测定 |
| 1.2.6 小白菜中镉含量测定 |
| 1.2.7 统计分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 不同菌悬液对小白菜生长指标的影响 |
| 2.2 不同菌悬液对小白菜叶绿素含量的影响 |
| 2.3 不同菌悬液对小白菜镉含量的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 小结 |
| 第五章 全文结论和工作展望 |
| 1 全文结论 |
| 2 工作展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（9）三种菌糠钝化剂对设施土壤镉污染修复及油菜生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 土壤镉来源及污染现状 |
| 1.1.1 镉的来源及危害 |
| 1.1.2 土壤镉的形态与生物有效性 |
| 1.1.3 设施土壤镉污染现状 |
| 1.2 土壤重金属污染的治理方法 |
| 1.2.1 物理修复法 |
| 1.2.2 化学修复法 |
| 1.2.3 植物修复法 |
| 1.2.4 原位钝化方法 |
| 1.2.5 常用钝化剂来源和应用现状 |
| 1.3 菌糠及其资源化利用 |
| 1.3.1 菌糠概述 |
| 1.3.2 菌糠在重金属钝化方面的应用 |
| 1.3.3 菌糠在土壤改良方面中的应用 |
| 1.3.4 菌糠在植物促生方面的应用 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 技术路线与研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 供试土壤、菌糠和植株 |
| 2.1.2 主要试剂和仪器 |
| 2.2 设施环境因素对镉有效态含量及钝化效果的影响 |
| 2.2.1 盐分的影响 |
| 2.2.2 温度的影响 |
| 2.2.3 水分条件的影响 |
| 2.2.4 冻融的影响 |
| 2.3 土壤培养模拟修复试验 |
| 2.3.1 试验设计 |
| 2.3.2 土壤镉的连续提取和不同形态镉含量分析 |
| 2.3.3 土壤基本理化性质分析 |
| 2.3.4 土壤酶活性分析 |
| 2.4 设施环境下油菜盆栽修复试验 |
| 2.4.1 盆栽试验设计 |
| 2.4.2 土壤镉连续提取和不同形态镉含量分析 |
| 2.4.3 土壤基本理化性质分析 |
| 2.4.4 土壤酶活和微生物量分析 |
| 2.4.5 油菜生长和生理指标测定 |
| 2.4.6 油菜可食用部位镉含量分析 |
| 2.5 数据分析 |
| 3 结果分析 |
| 3.1 设施环境条件对镉有效态和钝化效果的影响 |
| 3.1.1 盐分的影响 |
| 3.1.2 温度的影响 |
| 3.1.3 水分条件的影响 |
| 3.1.4 冻融的影响 |
| 3.2 三种钝化剂对土壤镉的钝化效果 |
| 3.2.1 土壤镉形态变化 |
| 3.2.2 土壤理化性质变化 |
| 3.2.3 土壤酶活性变化 |
| 3.2.4 土壤生理生化性质与土壤镉形态的相关性分析 |
| 3.3 设施环境下钝化剂对土壤镉钝化和油菜生长的影响 |
| 3.3.1 土壤镉形态变化 |
| 3.3.2 土壤基本理化性质 |
| 3.3.3 土壤酶活和微生物量 |
| 3.3.4 油菜生物量和生理指标 |
| 3.3.5 油菜可食用部位镉含量 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同钝化剂对土壤镉形态的影响 |
| 4.2 不同钝化剂对土壤理化性质的影响 |
| 4.3 不同钝化剂对土壤微生物活性的影响 |
| 4.4 不同钝化剂对植物促生的影响 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（10）铜陵市杨山冲尾矿土壤-植物典型重金属分布特征与污染研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 金属矿山开采与利用现状 |
| 1.1.2 金属矿山开采的主要污染物 |
| 1.1.3 重金属对环境与生物体造成的危害 |
| 1.1.4 重金属污染评价 |
| 1.1.5 铜陵矿区重金属污染现状 |
| 1.2 研究内容与技术路线 |
| 1.2.1 研究内容 |
| 1.2.2 技术路线图 |
| 1.3 本研究的实物工作量 |
| 第二章 样品采集与实验 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 气候条件 |
| 2.3 植被类型 |
| 2.4 水资源状况 |
| 2.5 土地利用状况 |
| 第三章 杨山冲尾矿库周围农田土壤-植物重金属的分布及相关性研究 |
| 3.1 尾矿库农田土壤重金属含量分布 |
| 3.1.1 水平表层土壤中重金属含量分布 |
| 3.1.2 剖面土壤重金属含量分布 |
| 3.2 尾矿库农田作物重金属含量分布 |
| 3.3 土壤-植物体系中重金属迁移特征 |
| 3.4 植物-植物间重金属含量相关性研究 |
| 3.4.1 植物果实重金属含量与根部重金属相关性分析 |
| 3.4.2 土壤与土壤重金属之间相关性 |
| 3.4.3 土壤与植物重金属间相关性分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 杨山冲尾矿库周围农田重金属元素环境评价 |
| 4.1 环境评价中使用的数学模型 |
| 4.1.1 单因子指数 |
| 4.1.2 内梅罗指数法 |
| 4.1.3 地积累指数 |
| 4.1.4 潜在生态危害指数 |
| 4.1.5 健康风险模型 |
| 4.2 尾矿库周围农田重金属元素污染评价 |
| 4.2.1 尾矿库周围农田土壤水平方向重金属元素污染评价 |
| 4.2.2 尾矿库周围农田土壤垂直方向重金属元素污染评价 |
| 4.2.3 尾矿库周围农田作物重金属元素污染评价 |
| 4.3 尾矿库周围农田重金属潜在生态危害与健康风险评价 |
| 4.3.1 尾矿库周围农田土壤水平方向重金属元素潜在生态危害评价 |
| 4.3.2 尾矿库周围农田土壤垂直方向重金属元素潜在生态危害评价 |
| 4.3.3 尾矿库周围农田作物重金属元素健康风险评价 |
| 第五章 结论与创新点 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
| 1 )发表的学术论文(含专利和软件着作权) |
| 2 )获得的学术奖励 |
四、铜陵矿区土壤中镉存在形态及生物有效性（论文参考文献）
- [1]石膏复合物对水稻根际微域砷迁移转化的影响及其微生物作用机制[D]. 李璐铫. 浙江大学, 2021(09)
- [2]煤矸石协同植物对铜尾矿改良的效果与作用机制研究[D]. 储昭霞. 安徽理工大学, 2020
- [3]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)
- [4]土壤锑镉对赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）的生态毒理学效应[D]. 许志楠. 东华大学, 2020(01)
- [5]钙多肽对水稻（Oryza sativa L.）吸收Cd2+的阻控效应及机理研究[D]. 陈红兵. 湖北大学, 2020(01)
- [6]硫磺矿废弃地重构土壤-作物重金属分布特征与健康风险评价[D]. 胡青青. 安徽理工大学, 2020(04)
- [7]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
- [8]沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌联合修复农田土壤镉污染的研究[D]. 刘悦畅. 山西大学, 2020(01)
- [9]三种菌糠钝化剂对设施土壤镉污染修复及油菜生长的影响[D]. 韦瑛楠. 东北农业大学, 2020(04)
- [10]铜陵市杨山冲尾矿土壤-植物典型重金属分布特征与污染研究[D]. 陈淑英. 合肥工业大学, 2020(02)