一、土壤-小麦系统重金属污染状况与吸收富集行为（论文文献综述）
李春芳[1]（2021）在《拔节期小麦-土壤重金属污染与高光谱反演 ——以山东龙口为例》文中研究表明随着农业种植结构的转变与工业的迅速发展,东部沿海经济发达地区,环境污染特别是土壤重金属污染使得粮食安全受到巨大威胁。重金属进入土壤,因其特殊的理化性质而难以转化和分解,经长时间的积累,使其毒性更强,危害更持久。重金属被粮食作物吸收后在其体内转化并积累,人类摄入重金属超标的粮食后,重金属会危害人类健康;在此背景下,粮食种植区土壤重金属污染研究备受学者的关注。本研究以我国东部典型沿海工业城市——山东省龙口市为研究区,以北部平原小麦种植区土壤-小麦为研究对象,系统采集和分析测试土壤和小麦叶片重金属及土壤Fe、Mg和有机质（SOM）含量。首先采用地统计方法分析土壤重金属的空间分布特征,运用污染指数法和模型指数法开展土壤重金属污染评价,分析土壤-小麦系统重金属富集转移特征,借助相关分析、自组织映射分析和主成分分析的方法解析土壤重金属的来源;根据土壤重金属的空间分布与系统内重金属富集转移特征进一步确定小麦采样点以提高小麦重金属反演的模型精度;采集土壤和小麦叶片的实测高光谱遥感数据,提取光谱反射率的一阶微分（First derivative reflectance,FDR）、二阶微分（Second derivative reflectivity,SDR）、多重散射校正（Multiple scattering correction,MSC）、标准正态变量（Standard normal variable,SNV）和光谱倒数的对数（Log（1/R））,分别构建土壤和小麦叶片重金属的偏最二乘回归（Partial least squares regression,PLSR）模型;在此基础上,结合PLSR模型的变量重要性投影（VIP）以及Spearman相关分析、偏相关分析和PCA双谱分析的方法,分析可见光-近红外高光谱与土壤重金属含量之间的统计规律,进一步说明土壤重金属高光谱遥感反演的可行性;最后借鉴并改进面板数据模型,引入土壤重金属的主要控制因素Fe、SOM,建立由土壤面板高光谱模型与小麦叶片面板高光谱模型组成的土壤-小麦重金属反演的多元线性方程组,探索构建系统内土壤与小麦叶片重金属含量的联合反演模型,以提高重金属反演的效率。主要内容和结果如下:（1）研究区6种土壤重金属在空间上的分布各有差异。Cu和Zn含量在东北部和西部沿海地区含量均较高,As在西北部采煤区的含量较高,西南部Cd和Zn的含量比较丰富,Cd和Pb在整个东莱街道和新嘉街道、徐福镇的交界处的含量较高。土壤中6种元素的含量都超出山东省东部相应土壤元素自然背景值。Cu和Cd及Pb的污染程度最高;其次是Zn和As,属于中污染程度;Cr属于轻度污染。在148个土壤采样点中,30个达到了中污染的程度,48个样点属于轻污染,58个样点处于警戒范畴,只有12个样点是安全的。因此,在研究区进行土壤重金属反演研究具有一定的基础。（2）土壤重金属含量之间的相关分析结果表明,Cr、Cd和As之间的相关性强,且与土壤母质元素Fe和Mg的相关系数较大,这三种重金属可能来源于成土母质等自然因素。而Cu、Pb和Zn之间的相关性强,但这三种元素与Fe和Mg的几乎不相关,可能是由人为因素带来的。通过自组织映射图进一步分析,Cu、Zn和Pb可能同属于人为来源,但由不同类型的人类活动引起。主成分分析得出土壤重金属Cd是由自然条件和农业生产造成的混合来源。（3）利用PLSR方法构建的高光谱反演模型能够反演土壤重金属含量,并且对土壤高光谱进行变换后,可以提高建模精度;FDR光谱指标与土壤Cu、Cd、Pb和Zn含量的建模效果最佳,SDR光谱指标与土壤As和Cr含量的建模效果最佳。利用PLSR方法构建的高光谱模型能够反演小麦叶片重金属含量,并且对土壤高光谱进行变换后,可显着提升模型精度,FDR光谱指标与小麦叶片As和Pb含量的建模效果最佳,SDR光谱指标与小麦叶片Cd和Zn含量的建模效果最佳,三边参数与小麦叶片Cr和Cu含量的建模效果最佳。（4）土壤重金属含量之所以能够通过高光谱数据进行估计,主要归因于土壤中Fe和SOM对土壤重金属起到了主要的控制作用。Cd与SOM具有密切相关性,As和Cr与土壤Fe具有密切相关性,Pb、Cu、Zn与SOM、Fe浓度的都有一定的相关性;因此,将Fe和SOM与土壤重金属含量同时作为因变量对高光谱反演效果的提高有一定帮助。（5）将土壤光谱指标作为自变量,土壤重金属含量作为因变量,构建关于土壤重金属多光谱指标的多元线性模型;将小麦叶片光谱指标作为自变量,小麦叶片重金属含量为因变量,构建关于小麦叶片重金属多光谱指标的多元线性模型,然后将土壤模型与小麦叶片模型联立组成土壤-小麦重金属反演的多元线性方程组,同时反演系统内土壤和小麦叶片重金属的含量。与PLSR模型相比,联合反演模型在提高系统建模效率的同时,也提高了土壤与小麦叶片重金属遥感反演的精度。
裴锦程[2]（2020）在《新型生物炭复合肥料对农田土壤-小麦系统重金属污染的钝化效应研究》文中进行了进一步梳理土壤重金属污染是一个严重的全球性问题,对农作物生产和人类健康造成了严重安全隐患。为了提供一种能够高效固定土壤重金属且具有肥力效应的成本较低的土壤修复剂,本研究选取玉米秸秆生物质、硅藻土、重过磷酸钙和尿素为原料,在不同热解温度（300℃、450℃和600℃）和混合比例（5:1:1:x和10:1:1:x）下制得3种单一生物炭（Bx）和6种新型的生物炭复合肥料（BCF）。通过小麦田间试验研究4种施肥量下(450 kg?ha-1、900 kg?ha-1、1800 kg?ha-1和无施加处理（CK）),10种不同施肥处理（3种单一生物炭（Bx）、6种BCF和N-P-K化肥（FK））对农田土壤-小麦系统的重金属生物有效性及小麦生长发育的影响。研究了在施加不同肥料后土壤的p H、CEC和有机质等土壤理化性质的变化。并结合Boehm酸性官能团滴定法、场发射扫描电子显微镜（FE-SEM）、傅里叶变换红外光谱分析仪（FTIR）和比表面积及孔隙度分析仪表征分析生物炭复合肥料的理化性质并对其钝化机理进行探索分析。研究结果如下:（1）生物炭材料的比表面积及总孔隙体积均随着热解温度的升高而显着增加,表面结构的破碎程度也随温度升高而逐渐增强,而表面的酸性官能团含量和平均孔径均显着降低。相比于单一生物炭,经硅藻土、重过磷酸钙等改性处理之后的BCF表面上出现了一些新官能团,如N-H、PO43-、Si-O-Si和Si-H等官能团。经过改性处理之后,BCF的比表面积、总孔隙体积以及酸性官能团含量相比于同一热解温度制备的单一生物炭均显着增加,并呈现出更多的微孔结构。（2）通过小麦大田研究可知,在单一生物炭和生物炭复合肥料的改良下,农田土壤的基本理化性质得到了显着改善。单一生物炭（Bx）和生物炭复合肥料（BCF）都可以起到提高和改善土壤p H、CEC、SOM的作用。生物炭肥料对土壤基本理化性质的提升效果随着施加量增加和热解温度的升高而提高。当B600的施肥量为1800 kg·ha-1时,该处理下的土壤p H和SOM含量具有最大的提升效果,相比于CK和FK组土壤p H分别提高了0.235和0.535个单位,土壤的SOM含量分别提高了23.01%和29.50%。当施肥量为1800 kg·ha-1时,添加生物炭复合肥料B5PN600对土壤SOM含量也具有显着的提升的作用,相比于CK组和FK组土壤SOM含量分别提高了8.68%和14.42%。此外,B5PN600在1800 kg·ha-1的施肥水平下对土壤CEC含量的提升效果最为显着,相比于CK组和FK组分别提高了14.59%和14.61%。（3）Bx和BCF都可以有效的降低农田土壤中Cd、Zn、Pb有效态的占比。在450kg·ha-1～1800 kg·ha-1的施肥条件下,B5PNx系列生物炭复合肥料对土壤Cd、Zn、Pb均具有最显着的钝化效果,且其钝化重金属的效果随着施肥量的增加和自身热解温度的升高而不断提高。在1800 kg·ha-1的施肥条件下,经B5PN600处理的土壤Cd、Zn、Pb有效态占比最低,分别显着低于CK组和FK组的16.16%和16.24%、9.13%和9.47%以及11.24%和11.66%。（4）通过小麦大田研究可知,单一生物炭（Bx）和生物炭复合肥料（BCF）作为外源营养源,提供了小麦生长所需的Si、P、N等外源营养物质,促进了小麦的生长发育,显着提高了小麦产量。在所有施肥处理中,B5PNx系列的生物炭复合肥料对小麦的生长促进效果最为显着,其促进效果随着热解温度和施加量的增长而不断提高。当B5PN600的施加量为1800 kg·ha-1时,该处理下的小麦籽粒重、小麦千粒重及生物量均为最大值,相比于CK组和FK组分别增加了38.11%和16.22%、10.96%和6.38%、32.52%和24.58%。（5）施加BCF和单一生物炭均显着降低了小麦各组织重金属的含量（p<0.05）,在各处理中以B5PNx系列的钝化效果最为显着,其降低小麦各组织富集重金属的能力也表现出随着施加量的增加而提升的趋势。与CK组相比,当B5PNx系列生物炭复合肥料的施肥量为1800 kg·ha-1时,该处理下的小麦根部Cd、Zn、Pb含量分别显着降低了43.19%、22.03%和48.63%,该处理下的小麦籽壳Cd、Zn、Pb含量分别显着降低了24.30%、36.59%和14.01%,并且该处理下的小麦籽粒含量分别显着降低了26.58%、18.10%和34.27%。与FK组相比,当B5PNx系列生物炭复合肥料的施肥量为1800 kg·ha-1时,该处理下的小麦根部Cd、Zn、Pb含量分别显着降低了32.21%、18.44%和33.63%,该处理下的小麦籽壳Cd、Zn、Pb含量分别显着降低了17.50%、32.22%和13.79%,并且该处理下的小麦籽粒含量分别显着降低了26.52%、15.26%和31.08%。同时,Bx和BCF也显着降低小麦各部位的重金属生物富集系数,在各处理中仍以B5PNx系列的钝化效果最为显着。当施肥量为1800 kg·ha-1时,经B5PN600处理的小麦根部、籽壳和籽粒的重金属富集系数均为各组间的最低值。小麦根部Cd、Zn、Pb的生物富集系数相对于CK组和FK组分别降低了37.46%和35.84%、29.58%和33.00%以及21.91%和26.14%。小麦籽壳Cd、Zn、Pb的生物富集系数相对于CK组和FK组分别降低了25.70%和24.49%、45.37%和46.72%以及18.85%和20.87%。小麦籽粒Cd、Zn、Pb的生物富集系数相对于CK组和FK组分别降低了25.62%和20.11%、25.87%和28.59%以及35.98%和37.70%。可见,BCF可以通过降低农田土壤Cd、Zn、Pb的生物有效性和迁移性,进而降低小麦根部对重金属的吸收和小麦可食部位重金属积累的风险。本研究表明,B5PN600在1800 kg·ha-1施加量下对土壤的改良效果、小麦生长的促进作用和小麦各部位的重金属含量与生物富集系数的抑制更加有效,是一种能够高效固定土壤重金属且具有肥力效应的成本较低的土壤修复剂。
张语情[3]（2020）在《污染区小麦籽粒积累重金属特性研究》文中研究说明目前,重金属污染问题已被社会大众广泛关注。本论文通过研究铅冶炼企业附近农田土壤和小籽粒麦的重金属积累情况、评估食用研究区小麦的人体健康风险、向污染区农田施入改良剂、探讨其对小麦籽粒重金属含量的降低效果、小麦叶面对镉的吸收,探讨了重金属污染区小麦籽粒中的重金属分布及健康风险。研究主要得到以下结果,一、在河南省某铅冶炼企业附近三个村庄（QD、GF和BS）采集了农田土壤、小麦籽粒和居民人发样品,分析其中重金属含量。结果表明,小麦籽粒Cd和Pb含量超标率分别为100%和95%。土壤和小麦籽粒中Cd、Cu、Pb和Zn的含量随着与铅冶炼企业距离的减小而增加。靠近冶炼企业的居民人发中Cd、Cu和Pb含量更高。Cd和Pb的人发/籽粒比值随着与污染源距离的增加而下降,表明与污染源距离越近的居民,食用小麦在体内造成更多的重金属积累。二、将从铅冶炼污染区附近采集小麦制成全麦粉、面粉和麸皮,分析其中Cd、Cu、Pb和Zn的含量并对人体食用小麦制品的健康风险进行评价。结果表明,全麦粉中上述重金属平均含量依次为0.38、3.83、0.48和29.3 mg kg-1,面粉中重金属含量略低于全麦粉。食用全麦粉与面粉的非致癌日平均摄入量（ADD）的比值范围为1.06-3.76,Pb的比值最大。Cd具有最大的危害商（HQ）,两种小麦制品的HQ均大于1。面粉的HQ值低于全麦粉（p<0.05）,Pb的HQ值在两者中差距最大（53.7%）。与全麦粉相比,食用面粉会降低5.40-15.6%的致癌风险。总体结果表明,食用面粉能较多地降低人体摄入Pb的健康风险,食用小麦产品可能会导致重金属污染地区居民出现健康问题。在污染最严重的地区可以考虑改变土壤的利用方式,减小小麦种植面积,来降低土壤重金属污染对居民健康的不利影响。三、在铅冶炼企业周边重金属污染农田施用不同改良剂,研究其对土壤中有效态重金属和小麦籽粒Pb、Cd、Cu和Zn的影响。结果表明,改良剂均不同程度地影响了土壤中DTPA提取态重金属和小麦籽粒重金属的含量,且并未对小麦产量产生显着影响（p>0.05）。一号试验田（污染较重）中,石灰处理土壤DTPA提取态重金属含量显着降低（p<0.05）,而小麦籽粒重金属含量在磷酸盐+膨润土处理中降低最多。二号试验田（污染较轻）中,与对照相比,高量石灰处理土壤DTPA提取态重金属下降最为显着（p<0.05）,且各处理均降低了小麦籽粒中的Pb和Cu含量,膨润土处理对籽粒重金属含量抑制效果最为显着,Cd含量下降了13.1%（p<0.05）。因此,一号试验田推荐施用磷酸盐和膨润土,并种植郑麦103品种;但是,为了安全起见,改变土壤利用方式应当是更好的手段。二号试验田推荐使用膨润土改良剂,可达到明显降低小麦籽粒中的重金属含量的目的。四、通过盆栽试验,在小麦生长后期向地上部多次喷施镉溶液。结果表明,叶面喷施镉对小麦生物量和籽粒产量均产生抑制作用（p<0.05）。叶片和籽粒Cd含量较对照分别增加了187-547%和26.3-91.8%。但是,与对照相比,喷施镉条件下,籽粒Cd积累总量并未增加（p>0.05）。茎杆、叶片和颖壳中Zn含量增加量在31%以下,而籽粒中的Zn含量则明显下降（p<0.05）。本研究的结果表明,（1）铅冶炼活动增加了土壤和小麦及居民身体中某些重金属含量;（2）污染重金属在小麦籽粒中的分布是不均匀的,食用全麦粉增加了居民对重金属的摄入;（3）在农田土壤中施用石灰、膨润土对研究区小麦籽粒重金属含量有一定的降低作用;（4）小麦地上部对镉有一定的吸收作用。停止在污染农田种植作物对减少重金属进入食物链有重要意义。
赵继武[4]（2020）在《土壤—植物系统中铀生物有效性和迁移模型的研究》文中进行了进一步梳理本论文围绕土壤-植物系统研究了铀的生物有效性和迁移模型,采用正交试验分析了影响土壤铀赋存形态的主要因素;研究了向日葵、紫菜苔和蚕豆3种典型富集植物的吸收富集特性;最后分析了土壤-向日葵系统中的生物有效性,初步探究了铀在土壤-植物系统中的迁移模型。试验结果表明:（1）不同外源铀污染处理下（0、25、50、100 mg/kg）、不同处置时间（30、60、90、120 d）和不同营养土占比（10%、20%、30%、40%）对土壤理化性质和铀赋存形态及总量的影响:营养土占比对土壤理化性质的影响最大,pH与营养土占比呈负相关、在40%时的均值为5.11,而有机质、总氮与营养土占比呈正相关,在40%时的均值为44.16、2.95 g/kg,总磷和总钾随营养土占比的增加呈先增大后减小的趋势,外源铀污染浓度对于铀赋存形态及总量影响最大,不同的铀赋存形态的均值都在100 mg/kg时达到最大,分别为0.038、12.54、16.97、9.58和43.54 mg/kg。（2）不同外源铀污染处理下,向日葵、紫菜苔、蚕豆3种典型富集植物在不同生长时间下（30、60、90、120 d）铀的富集特征不同,其中向日葵表现出较好的耐受性,向日葵生物量在120 d对照组时达到最大值为8.63 g,其整株铀浓度随外源铀浓度的增加而增加,随生长时间的的延长而增加,在120 d 100 mg/kg时达到最大值为300.79mg/kg,各处理下120 d的土壤铀残留浓度比60 d时减小了0.51、3.37、8.24和11.42mg/kg,且在100mg/kg外源铀处理下,不同铀赋存形态随生长时间的变化不同:可交换态增加了8%,铁锰氧化物结合态减小了2%,有机态减小了3%,残渣态减小了2%;生长时间显着提高向日葵的生物富集系数,在100 mg/kg处理下,30、60、90、120 d的分别为1.51、2.01、2.08和3.16,铀提取总量在120 d 100 mg/kg时达到最大值为1122.41ug,在120 d向日葵的吸收速率最高,为2.73 mg/kg·d-1（100 mg/kg）,转移系数总体上变化不大,维持在0.670.94。（3）土壤-向日葵系统中,土壤中的活性系数MF随外源铀污染浓度的增加呈先减小后增大的趋势,且120 d的MF大于60 d,分别增大了0.05、0.07、0.05和0.05,向日葵的各器官的富集系数BCF各不相同,总体上表现为根>茎>叶、花,在120 d 100mg/kg铀浓度处理下,其值分别是0.54、0.20、0.17和0.12,且茎、叶与铀可交换态显着相关（r=0.96、0.89）,与铁锰氧化物结合态呈显着负相关（r=-0.94、-0.94）;外源铀污染浓度与土壤铀残留浓度、向日葵地下部和地上部铀浓度可用线性模型拟合,向日葵生长时间与土壤残留浓度可用线性模型拟合、向日葵地下部和地上部铀浓度可用二次曲线拟合,土壤铀残留浓度与向日葵铀富集浓度的关系符合Freundlich模型。
王怡雯,芮玉奎,李中阳,苏德纯[5]（2020）在《冬小麦吸收重金属特征及与影响因素的定量关系》文中指出冬小麦是我国主要粮食作物之一,保障农产品质量安全是农业生产的重要环节.冬小麦吸收重金属受多种因素的影响,为明确田间条件下冬小麦吸收重金属特征及小麦籽粒中重金属含量与土壤理化性质及土壤重金属含量的定量关系,在小麦收获时通过对我国华北小麦主产区50个不同重金属污染程度田块的土壤和小麦进行点对点采样,分析土壤重金属含量、土壤pH、土壤有机质（OM）、土壤阳离子交换量（CEC）、小麦籽粒和秸秆中重金属的含量,研究小麦吸收重金属特征及土壤理化性质对小麦吸收重金属的影响,并通过多元回归分析研究土壤重金属和理化性质与小麦籽粒重金属间的定量关系.结果表明,所采麦田土壤Cd含量范围为0.150～2.66 mg·kg-1,其对应的小麦籽粒Cd含量范围为0.033～0.39 mg·kg-1;土壤Pb含量范围为4.68～371 mg·kg-1,其对应的小麦籽粒Pb含量范围为0.27～2.4 mg·kg-1;土壤As含量范围为3.00～21.3 mg·kg-1,其对应的小麦籽粒As含量范围为0.044～0.18 mg·kg-1;小麦Cd、 Pb和As的超标率分别为55%、 100%和0,与之对应的土壤Cd、 Pb和As的超标率分别为52%、 13%和0.土壤Cd含量与小麦籽粒Cd含量呈极显着正相关（P<0.01）,相关系数r=0.663（n=50）;土壤全Pb含量与小麦Pb含量呈显着正相关（P<0.05）,相关系数r=0.348（n=50）;土壤As含量与小麦As含量相关性不显着;小麦籽粒对土壤Cd、 Pb和As的富集系数均值分别为0.17、 0.027和0.008 9,转移系数均值分别为0.52、 0.27和0.22;小麦对重金属的富集系数和转移系数均表现为Cd>Pb>As.小麦秸秆中重金属含量高于对应籽粒中重金属含量2～5倍.土壤pH、有机质（OM）和阳离子交换量（CEC）也影响小麦籽粒Cd含量.将土壤Cd含量、土壤pH、有机质（OM）和阳离子交换量（CEC）与小麦籽粒Cd含量进行多元回归分析,得到4个小麦籽粒Cd含量预测方程,其相关系数r均达到极显着水平（P<0.01）,其中包括全部变量在内的预测方程的相关系数最高,r=0.810（n=50）,可以较好地预测小麦籽粒Cd含量.
朱海啸[6]（2018）在《江苏典型耕地土壤镉污染的生物质炭修复效果及机理研究》文中研究指明通过前期调研发现,江苏省宜兴市耕地土壤镉污染问题突出。究其原因,土壤中镉的来源是颜料行业大量使用的商业镉系染料通过三废进入土壤,典型的商业镉系染料包括镉黄和镉红等,其中镉黄的主要成分是CdS,镉红的主要成分是CdS和CdSe。由于当地土壤镉污染严重,迫切需要对进行被污染土壤进行修复,生物质炭由于其具有价格低廉、不产生二次污染等优势,可以作为优良的土壤修复剂。但是生物质炭对于耕地土壤镉污染的修复机理尚不清楚。本课题以典型区域Cd污染土壤为研究对象,以生物质炭为土壤修复剂,采用盆栽和温室培育为实验方法,模拟耕地土壤Cd污染的修复过程,采用连续提取方法与电感耦合等离子体原子发射光谱质谱连用技术分析土壤Cd赋存形态变化;采用Pearson相关系数评价土壤理化性质与Cd赋存形态的相关性,重点聚焦土壤中CdS和CdSe在生物质炭修复过程中的环境行为,深入研究根际土壤Cd赋存形态变化与其生物有效性削减过程的内在关系;研究根际环境变化对Cd赋存形态转化的作用机制;解析根际环境特征、Cd赋存形态和转化、Cd削减过程三者之间内在相互关系,进而阐明土壤Cd污染的生物质炭修复机理。本论文研究结果将为土壤Cd污染修复与控制提供科学依据,对深入了解CdS和CdSe的土壤环境行为具有重要科学意义,为此开展了江苏典型耕地镉污染生物质炭模拟修复实验,取得以下主要成果:（1）采用多层格网根箱,构建距离植物根系2-10mm梯度空间微域,以耕地为受试土壤,以小麦为受试植物,在1000mgkg-1 Cd胁迫下生长3个月,测定小麦体内Cd浓度。结果表明,在添加CdS的土壤种植所得小麦和在添加CdSe的土壤种植所得小麦,其根部的浓度分别为15.57 mgkg-1和4.72 mgkg-1,在茎部浓度分别是0.29 mg kg-1和0.19 mg kg-1,说明CdS更易被小麦吸收利用。采用连续提取法分级提取不同空间微域土壤中的Cd。结果表明,在添加CdS的土壤中,可交换态Cd浓度最低,占比0.01-0.49%,有机质结合态浓度是最高,占比89.3-94.0%,残渣态为仅次于有机质结合态的第二大赋存形态,占比5.12-10.12%。CdSe在土壤中的赋存形态分布规律与CdS相似,但是浓度差异明显。可交换态浓度最低,占比0.02-0.94%,有机质结合态浓度最高,占比范围为64.71-67.39%,残渣态为仅次于有机质结合态的第二大赋存形态,浓度占比为29.54-34.03%,说明CdSe更稳定。（2）采用多层格网根箱,构建距离植物根系2-10mm梯度空间微域,以耕地为受试土壤,以小麦为受试植物。在添加生物质炭到土壤后,可以有效降低土壤中CdS和CdSe的生物可用性。其中在添加CdS 土壤种植所得小麦根部和茎部比未加生物质炭分别降低52.2%和37.9%。在添加CdSe 土壤种植所得小麦根部和茎部Cd的浓度则比未加生物质炭分别降低18.0%和21.1%。生物质炭投加到受试土壤后,可明显改变CdS在土壤中的赋存形态。生物质炭有效削减了可交换态Cd浓度,削减率5.9-92.3%,其中在根际土壤中的削减率为14.1%,提高了 Fe-Mn氧化物结合态的浓度和有机质结合态浓度,对残渣态的影响无明显规律。在添加CdSe 土壤中,生物质炭可以有效削减可交换态Cd浓度,削减率为11.8-88.3%,其中在根际土壤中的削减率为11.8%。生物质炭提高了 Fe-Mn氧化物结合态的浓度和有机质结合态浓度,对残渣态的影响无明显规律。（3）采用多层格网根箱,构建距离植物根系2-10mm梯度空间微域,以小麦为受试植物,以离子态Cd为镉污染源,并用生物质炭进行土壤修复。对于离子态Cd污染的耕地土壤,生物质炭也可以有效削弱Cd的生物有效性,生物质炭投加量越大,削弱的效果越显着。当投加1%和3%的生物质炭时,小麦根部和茎部Cd的生物有效性降低21.2%、22.9%和21.8%、37.9%。经温室培育3个月后,采用连续提取法分级提取不同空间微域土壤中的Cd。结果表明,生物质炭可以有效降低土壤中可交换态Cd的浓度,在投加量为1%和3%时,削减率达到28.2-44.1%和49.2-61.3%,随着生物质炭量的增加,碳酸盐结合态和Fe-Mn氧化物结合态的浓度提高地越多,对有机质结合态浓度的提高非常明显,可以提高121.6-338.9%和308.7-722.5%,也能增加残渣态的浓度和占比。（4）生物质炭可以通过钝化、吸附等作用固定离子态Cd,削减可交换态Cd浓度和抑制Cd的流动性达到削减其生物有效性的目的。生物质炭通过改变土壤pH和有机质浓度影响CdS和CdSe在土壤中的形态分布。具体来说,对于可交换态、碳酸盐结合态与土壤pH的相关性较显着;对铁锰氧化物结合态和有机质结合态而言,与土壤有机质的相关性较显着;对残渣态而言,与土壤pH和有机质浓度的改变没有明显相关性。
戴文婷[7]（2017）在《矿区土壤-小麦重金属迁移特征模拟研究》文中进行了进一步梳理矿产资源开发利用改变了区域生态系统的物质循环和能量流动,造成了严重的生态破坏和环境污染。其中,矿区土壤重金属污染是严重的问题之一。论文设计并实施2014、2015、2016年三期野外自然条件下的矿区土壤-小麦重金属迁移模拟实验,分析Cr添加场地、Pb添加场地、Zn添加场地和正常对照场地3种添加重金属Cr、Pb、Zn和2种常见重金属Cd、Cu在土壤-小麦系统中的迁移、富集特征。研究可为矿区土壤环境质量改善和粮食安全调控提供数据基础和理论依据。主要结论如下:（1）基于野外模拟实验的基础数据,分析了矿区土壤-小麦重金属迁移、富集特征。①四类场地土壤5种重金属随时间的变化规律存在差异,小麦中5种重金属含量大体先减后增。②添加重金属Cr、Pb、Zn在土壤和小麦中含量数据的离散程度均要大于Cd、Cu。③三类添加场地土壤和小麦中Cr、Pb、Zn均高于正常对照场地,说明人为添加重金属行为直接或间接地促进了重金属元素向土壤-小麦系统中转化和迁移。④三类添加场地土壤Cr、Pb、Zn存在由含量高处向含量低处迁移的现象,符合溶质运移规律。⑤四类场地小麦对Zn的富集能力最强、Pb的富集能力最弱。（2）建立了矿区土壤-小麦重金属迁移模型,并对徐州柳新矿区进行数值模拟。①四类场地土壤-小麦中重金属含量间绝大部分相关系数|r|<0.5、灰色度fG（r）>0.5,并不存在简单的线性相关关系。②四类场地土壤和小麦中重金属含量的最优曲线回归模型以二次曲线模型和抛物线模型居多。Zn和Cu曲线回归模型的相关性较显着,而Cr、Pb、Cu曲线回归模型的相关性不显着。除Cr以外,正常对照场地重金属曲线回归模型的相关系数岁要高于其他三种添加场地。③小麦中5种重金属的作物富集因子PAF与土壤相应重金属浓度数学模型的相关系数R2均大于0.5,说明两者之间的相关性显着,建立的数学模型可行。其中,小麦中Cd的PAF与土壤重金属Cd浓度数学模型的相关系数R2达到0.918,呈现极显着相关性。④优选的分配估计模型对徐州柳新矿区煤矸石复垦场地、粉煤灰复垦场地和对照场地小麦中Cr的预测效果相对较好、Cd的预测效果相对较差。（3）首先,评价了土壤-小麦系统中重金属生态危害程度,四类场地土壤-小麦中5种重金属总体处于轻度污染水平。在此基础上,设计并实施矿区土壤重金属Cr、Pb、Zn修复植物筛选实验,为矿区土壤重金属污染提供了一种修复植物筛选办法,并初步得出百喜草和狗牙根可做为土壤Cr的修复植物,苜蓿和落花生可做为土壤Pb的修复植物,东南景天和佛甲草对土壤Zn的修复效果不明显。
王文斐[8]（2016）在《有机物料还田对土壤—小麦系统重金属污染的原位修复效应研究》文中认为随着经济及科学技术的不断发展以及人类对自然资源的过度开发与不合理利用,重金属污染状况日趋严重,人们对重金属污染治理的研究也日渐深入,越来越多的修复材料被用于重金属污染土壤的改良。与此同时,随着农业发展,大量有机废弃物不断产出和堆积,也带来了严重的环境问题和资源浪费,如何对其进行资源化利用也是目前人们较为重视的问题。近年来,将有机废弃物作为修复材料用于重金属污染治理的研究备受关注。在本研究中,将秸秆、秸秆过腹处理后的牛粪和秸秆栽培食用菌处理后的菌渣作为修复剂还田,并搭配吸附性修复材料生物炭和粉煤灰,研究各有机物料及搭配组合对重金属污染农田中土壤理化性质、小麦生长发育特征、各重金属在小麦中的转运富集规律及其生物有效性的影响。得出主要结论如下:1.在重金属污染大田中添加秸秆、牛粪、菌渣、生物炭、粉煤灰,复合添加秸秆和粉煤灰、牛粪和粉煤灰、菌渣和生物炭均能显着提高土壤的pH以及土壤有机质含量,对土壤的阳离子交换量（Cation exchange capacity,CEC）和酶活性也有不同程度的提升,能有效改善土壤质量。2.在重金属污染大田中添加以上各修复剂,均能够削弱重金属对小麦群体数量的胁迫影响,提高小麦叶片叶绿素相对含量,提高小麦光合作用,并最终提高小麦产量。其中,牛粪处理、秸秆处理、秸秆加粉煤灰复合处理及牛粪加粉煤灰复合处理对小麦的产量的促进效果较为明显。3.在重金属污染大田中添加以上各修复剂均能在一定程度降低小麦从其他部位向可食用部位转运Pb、Cd的能力,减少小麦籽粒对土壤Pb、Cd的吸收富集。添加各修复剂均能使小麦从其他部位向可食用部位转运Cu的能力减弱,牛粪、菌渣、生物炭、粉煤灰、牛粪和粉煤灰组合、菌渣和生物炭组合均能减少小麦籽粒对土壤Cu的吸收富集。各修复剂处理均使小麦籽粒从土壤中吸收富集As的能力有所增强。4.在重金属污染大田中添加秸秆、牛粪、菌渣、生物炭、粉煤灰,复合添加秸秆和粉煤灰、牛粪和粉煤灰、菌渣和生物炭后,均能使土壤中有效态Pb和Cd的比重得到不同程度的降低,减弱了土壤Pb、Cd的生物可利用性。牛粪、菌渣、生物炭、粉煤灰、牛粪和粉煤灰组合、菌渣和生物炭组合均可降低土壤Cu的生物活性,秸秆、秸秆和粉煤灰组合使土壤Cu生物活性升高。各修复及处理均使土壤As生物活性有所增强。5.土壤的pH、有机质含量、阳离子交换量与土壤有效态Pb、Cd、Cu、As含量均有一定的相关关系。其中,土壤pH、有机质含量与土壤有效态Pb、Cu含量均存在极显着的负相关关系,土壤的CEC与土壤的有效态Pb、Cd含量均呈现极显着的负相关关系,与土壤有效态As含量存在显着的正相关关系。各重金属在土壤中的有效态含量均与其在小麦籽粒中的含量存在极显着正相关关系。6.在重金属污染大田中添加这几种修复剂均有一定的修复效果,吸附性修复剂与有机物料配施后比单一使用的修复效果好。
范礼东[9]（2016）在《城乡交错区土壤—作物—地下水系统As积累迁移特征与健康风险评价》文中提出作为城市与乡村的过渡带,城乡交错区既是重要的粮食和蔬菜生产基地,同时也因其存在着复杂的污染源亦是敏感与脆弱的生态环境区。它的环境状况将会直接影响当地的粮食安全和人们的身体健康。因此,对城乡交错区关键的环境污染物在主要环境介质系统中的积累与迁移进行全面系统的调查与研究是非常重要且必要的。鉴于此,本文以开封市东郊城乡交错区为研究区域,在野外调查走访的基础上,运用网格布点法采集表层土壤样品247个,开展表层土壤As总量的空间变异特征研究。在此基础上,依据研究区内部不同区域间微环境的差异选取剖面样点和典型表层样区进行样品采集。其中,选取了P1（化肥河附近）、P2（化肥河与化肥厂交互污染区）和P3（对照区）三个剖面采集区,共采集了13个土壤剖面280个土壤剖面样品;同时,选取了T1（化肥厂与炼锌厂以及制药厂东北辐射区）、T2（火电厂西南）、T3（化肥河与炼锌厂/化肥厂的交互区）、T4（化肥河支渠与铁路沿岸交互区）、T5（化肥河与铁路沿线交互区）、T6（化肥河干渠与铁路沿线交互区）、T7（化肥河支渠）和T8（化肥河南段）八个典型样区,进行土壤-小麦的匹配采集,共采集到34个表层土壤样品和22个小麦匹配样品。与此同时,以研究区内田间与住户水井为依托采集了26个不同深度地下水样品。样品中As的含量采用原子荧光光度计测定,土壤中As的形态基于Tessier连续提取法进行分析测定。同时,对采集的土壤样品进行了理化性质分析。在此基础上,探析研究区土壤-作物-地下水系统中As迁移积累特征,并基于健康风险评价法和改进的Hakanson潜在生态风险指数法评价分析了开封市东郊农田土壤As的健康风险水平和潜在生态风险。通过以上研究,主要得出以下结论:（1）研究区表层土壤As含量与空间变异特征。表层土壤As含量平均值为7.13mg/kg,约为对照样区土壤As含量（3.67 mg/kg）的1.94倍,显着高于对照区（显着性水平P<0.01）。然而,研究区表层土壤样品中仅25.91%超过区域土壤背景值（9.7 mg/kg）。典型样区As含量平均值为19.19 mg/kg,相当于对照样区的5.22倍,约为中国潮土背景值的1.97倍,其中82.86%个样点高于背景值。可见,研究区表层土壤在不同程度上受到了as污染,典型样区表层土壤的污染尤为严重。研究区表层土壤as的空间分布呈现出显着异质性。低值区位于研究区北部（制药厂以北）,土壤as含量（0.459.7mg/kg）低于背景值;高值区（2129.8mg/kg）有两个,一个位于化肥厂/炼锌厂与化肥河交互区,另一个为化肥河下游;次高带（14.321mg/kg）位于化肥河干渠（陇海线与新宋路之间）。研究区土壤as含量呈岛状分布,环状递减。从总体上看,研究区土壤as污染呈现北低南高,且污染严重的区域集中于工矿企业与河流沿线的交互区。土壤as污染随着距离工厂或者河流距离的增加,污染呈现出递减的趋势。（2）研究区剖面土壤中as总量的垂直分布特征。总体来说,距化肥厂/炼锌厂等企业或化肥河及其灌渠越近,剖面土壤中as的积累与淋溶下移特征越显着。其中,p1样区距化肥河较近（p1-a、p1-b）的样点污染最为严重,第三个样点（p1-c）距化肥河较远且周围没有受到工矿企业的污染,剖面较为清洁;p2样区受污灌影响（p2-a、p2-b）与受污灌和炼锌厂、化肥厂、碳素厂交互污染（p2-d、p2-e、p2-f、p2-g）的样点呈现出显着的as积累与淋溶下移特征,距化肥河较远的样点（p2-c）只受碳素厂的影响,污染相对较轻;p3样区位于火电厂附近,电厂附近土壤as含量低于背景值,离河流较远,相对较清洁。三个剖面样点均低于背景值,其中p3-a与p3-c各分层间变化不是很明显,样点p3-b由于之前为水稻种植,从as的垂直迁移规律来看与其他两个样点的规律有所不同。（3）研究区土壤as污染评价。研究区表层土壤样点中内梅罗综合污染指数（p综）为2.24,污染等级为中等污染;整个样区中潜在生态风险没有处于很强和较强风险的样点,大部分样点处于轻微风险之中,仅1.21%样品处于较强风险。典型剖面样区内梅罗综合污染指数（p综）为3.44,污染等级为严重污染,各个样区间内梅罗污染指数的大小顺序为:p1（2.00）>p2（1.76）>p3（0.70）。从单个样点来看,整个剖面样区中没有样点处于极强风险,大部分样点处于轻微风险之中,仅0.71%样品为很强风险。就各个样区来看,p1样区030cm污染等级为超标,处于中等或较强风险,p2样区040cm污染等级为超标,处于中等或较强风险,p3样区比较清洁,处于轻微风险水平。（4）典型样区土壤as全量及化学形态分布特征。表层土壤as全量的高值区是化肥河南段样区,低值区为化肥厂与炼锌厂以及制药厂东北辐射区,化肥河南段样区主要受污灌的影响。可见,研究区农田土壤中as来源与污灌有关。各样区表层土壤中as的五种化学形态平均百分比含量由大到小的顺序为:re（71.34%）>fm（16.82%）>ca（6.68%）>ex（3.86%）>or（1.29%）。化肥河支渠样区中离子交换态和碳酸盐结合态最高;化肥河南段样区铁锰氧化态最高;化肥河干渠与铁路沿线交互区有机结合态最高。化肥厂与炼锌厂以及制药厂东北辐射区离子交换态和铁锰氧化态最低;火电厂西南样区碳酸盐结合态最高。化肥河支渠样区生物可利用性最高,化肥厂与炼锌厂以及制药厂东北辐射区生物有效性最低。化肥河南段样区位于as含量的高值区,化肥河支渠样区位于高值区的环状递减区,化肥厂与炼锌厂以及制药厂东北辐射区及火电厂西南均位于as含量的低值区,样区间土壤as形态呈现出不同的规律,可能与土壤的理化性质、土壤as含量以及与工厂或河流的距离有关。从剖面土壤中as的形态分布来看,各样区剖面土壤中as的五种化学形态平均百分比含量由大到小的顺序为:re（85.73%）>fm（9.88%）>ca（2.17%）>ex（1.53%）>or（0.69%）。除去残渣态外,离子交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化态在剖面土壤中呈现出表层（020cm）先升后降,犁底层（2040cm）下降,下层（40110cm）趋于稳定,稳定后三种形态的平均百分比含量分别为:0.79%、0.89%和5.56%。除去残渣态和有机结合态外,p1样区中35cm以下,p2样区45cm以下,p3样区为25cm以下各形态趋于稳定。p1样区离子交换态、碳酸盐结合态和铁锰氧化态稳定后百分比分别为:1.07%、1.03%和5.94%;p2样区为0.62%、0.83%和6.12%;p3样区为0.60%、0.79%和4.38%。三个样区各形态均在不同深度后趋于稳定,主要原因是p2样区土壤长期污灌且位于表层as含量的高值区,土壤受到as污染较为严重,在较深处趋于稳定,p1样区污染程度次于p2样区,故稳定状态深度小于p2样区,p3样区土壤基本不受外来污染的影响,因此在较浅处就趋于稳定。（5）土壤-作物-地下水系统中as含量及其健康风险评价。研究区土壤-小麦匹配采集中土壤-小麦as含量的高值区为化肥河南段样区,低值区为火电厂西南样区。虽然化肥河支渠样区土壤-小麦as含量相对较低,但该样区的土壤as生物可利用性、迁移系数和小麦的迁移积累率均最高。因此,该样区中小麦籽粒中as含量水平仅次于化肥河南段样区。地下水As含量大小顺序为:浅层（0.294μg/L）>深层（0.201μg/L）>中层（0.021μg/L）。土壤-小麦系统中致癌风险水平为1.78×10-4 a-1,超过ICRP推荐的标准值。皮肤接触土壤的致癌风险水平为1.76×10-6a-1,食用小麦的致癌风险水平为1.76×10-4a-1。且研究区95.45%的小麦样品中As的个人致癌风险超过ICRP推荐的标准值,风险水平最高的为化肥河南段样区,最低的为火电厂西南样区。开封市城乡交错区地下水为Ⅰ类水水质标准,地下水致癌风险水平为2.45×10-6 a-1,其地下水As健康风险水平大小顺序为:浅层（2.65×10-6 a-1）>深层（1.59×10-6 a-1）>中层（1.66×10-7 a-1）,低于ICRP推荐的标准值,饮用及皮肤接触不存在健康风险。
刘克[10]（2016）在《我国主要小麦产地土壤镉和铅的安全阈值研究》文中研究说明我国土壤环境质量标准（GB 15618-1995）已经实施20多年,标准的制定采用生态环境效应法,对土壤-植物体系而言,主要基于80、90年代的短期盆栽试验和田间调查等,随着时间的发展逐渐显现出一些不足来（主要问题:年代久、样点少）,总体来说,我国关于特定场地、位点的土壤环境基准值的研究较多,但针对大面积农田土壤的研究并不多。本文旨在通过重金属镉、铅对小麦的毒性试验,研究我国8个小麦品种对不同浓度重金属的富集系数,不同土壤类型上小麦各部位对重金属的转运,影响籽粒富集重金属的主要土壤因子以及与富集系数的量化关系,可根据生态环境效应法推导保护各个小麦品种的土壤重金属临界阈值。另外利用物种敏感性分布法,结合各小麦品种籽粒的重金属富集系数及预测模型,建立基于土壤理化性质参数的镉、铅的土壤阈值模型,为小麦食品安全及我国镉、铅的土壤环境质量基准及标准的制定提供参考依据。1.供试小麦品种筛选:两种代表性土壤（酸、碱）、全国8个小麦主栽品种、盆栽。（1）首先通过研究重金属对我国小麦产区8个主要品种的影响试验,获得了各品种籽粒对镉、铅的富集系数及敏感性程度,结果表明无论小麦种植在酸性红壤还是碱性塿土上,同一土壤上不同品种对重金属的富集能力差异较大,8个品种籽粒镉、铅的富集系数相差大约2、2.4倍,综合两种土壤上8个品种的研究结果发现陕西小麦品种小偃22对镉、铅中度敏感。2.生态环境效应法推导各小麦品种的土壤环境阈值:小麦籽粒重金属毒性预测模型的推导、种间外推法（1）采集全国多个省份小麦产区的农田土壤（镉、铅分别为15、17种）种植小麦品种小偃22,通过添加外源镉、铅的方式进行盆栽试验,基于不同的富集系数计算方法（全量法、外源法）,建立小麦籽粒重金属的富集系数与土壤理化性质的多元回归方程,结果表明土壤性质对小麦籽粒富集重金属影响较大,pH和有机碳（OC）含量是影响小麦籽粒富集镉、铅的主要因素,pH可以解释镉富集系数变异的61.7%-79.6%,而pH和OC两因子能解释铅富集系数变异的66%-80%。（2）采用种间外推的理论,将小偃22的籽粒重金属富集系数预测模型外推至其他7个品种,证明了小麦重金属毒性预测模型外推的可行性,以此获得其他品种的毒性预测模型,对两种土壤（红壤、塿土）上各品种籽粒金属富集系数预测效果良好,大体徘徊在实测富集系数的2倍变化范围内,外源法的预测效果整体略微优于全量法。依据生态环境效应法将小麦的重金属国家食品限量标准代入方程,反推出保护各个品种的土壤重金属阈值,方法较为灵活。3.生态风险评估法推导小麦的土壤环境安全阈值:富集系数归一化、选择合适的累积概率分布函数、土壤重金属阈值方程推导（1）基于各个品种籽粒重金属富集系数预测方程,将红壤、塿土上8个品种籽粒的镉、铅富集系数归一化至各标准土壤情景中（pH和OC）,结果表明归一化后各品种富集系数的种内变异程度显着降低,与镉、铅处理（低、高浓度）8个品种毒性数据未归一化前相比,种内变异分别减小了5.13-7.9,2.39-2.96倍（综合全量法、外源法）,说明归一化处理可以减小土壤性质的影响,应用物种敏感性分布法前对毒理学数据的归一化处理可解决因数据来自不同试验条件而对计算土壤阈值带来的影响。（2）比较不同累积概率分布函数（BurrⅢ、Log-normal、Log-logistic、Gamma）拟合8个品种镉、铅土壤临界值的精确度,结果表明无论在酸性、中性、碱性土壤上,BurrⅢ函数拟合优度均为最佳（综合全量法、外源法）。对镉处理而言,低累积概率下各函数拟合效果整体接近,尤其Log-normal、Log-logistic计算结果几乎完全相同,BurrⅢ函数计算结果居中;对铅处理而言,低累积概率下4种函数拟合结果偏差稍大,BurrⅢ函数计算结果较为宽松。（3）基于小麦籽粒重金属富集系数的毒性预测模型,利用BurrⅢ构建不同标准土壤情景下中国8个小麦品种镉、铅土壤阈值的物种敏感性曲线,最终建立基于生态风险概率分布的土壤镉、铅阈值模型,结果表明不同重金属污染浓度下各模型计算土壤阈值与国家土壤环境质量二级标准总体接近,制定镉、铅土壤环境质量基准时外源法略微优于全量法,计算结果稍大于全量法。基于土壤因子制定的连续阈值方程较现行的根据土壤酸碱性分段制定的标准更科学,可以为我国种植小麦的土壤重金属污染标准的制定提供理论依据。
二、土壤-小麦系统重金属污染状况与吸收富集行为（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、土壤-小麦系统重金属污染状况与吸收富集行为（论文提纲范文）
（1）拔节期小麦-土壤重金属污染与高光谱反演 ——以山东龙口为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属含量高光谱遥感反演研究进展 |
| 1.2.2 植被重金属含量高光谱遥感反演研究进展 |
| 1.2.3 土壤重金属污染评价研究进展 |
| 1.2.4 土壤重金属空间分布特征研究进展 |
| 1.2.5 土壤重金属污染来源研究进展 |
| 1.3 研究目标与研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 自然地理环境 |
| 2.2 研究区社会经济水平 |
| 2.3 研究区冬小麦种植现状 |
| 3 数据获取与预处理 |
| 3.1 样品采集与化验 |
| 3.1.1 土壤样品采集与化学分析 |
| 3.1.2 小麦叶片采集与化学分析 |
| 3.2 高光谱测量与预处理 |
| 3.2.1 土壤及小麦叶片高光谱测量 |
| 3.2.2 光谱预处理 |
| 4 土壤-小麦重金属污染特征 |
| 4.1 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.1.1 土壤重金属含量描述性统计分析 |
| 4.1.2 小麦叶片重金属含量描述性统计分析 |
| 4.1.3 半变异函数拟合 |
| 4.1.4 普通克里金插值 |
| 4.2 土壤-小麦重金属富集转移特征 |
| 4.3 土壤重金属环境污染评价 |
| 4.3.1 重金属污染评价方法 |
| 4.3.2 土壤重金属污染评价结果 |
| 4.4 土壤-小麦金属来源分析 |
| 4.4.1 土壤重金属含量相关分析 |
| 4.4.2 土壤重金属自组织映射分析 |
| 4.4.3 土壤重金属主成分分析 |
| 5 土壤和小麦叶片重金属光谱PLSR模型构建及分析 |
| 5.1 土壤重金属PLSR模型构建与检验 |
| 5.1.1 样本集划分与PLSR方法 |
| 5.1.2 模型精度评价方法 |
| 5.1.3 光谱变换与光谱指数提取 |
| 5.1.4 土壤光谱指标与重金属含量相关性分析 |
| 5.1.5 模型构建与检验 |
| 5.2 土壤重金属高光谱预测可行性分析 |
| 5.2.1 重要波长确定 |
| 5.2.2 统计分析 |
| 5.3 小麦叶片重金属光谱模型构建 |
| 5.3.1 小麦叶片重金属高光谱反演采样点选取 |
| 5.3.2 小麦叶片原始光谱特征分析 |
| 5.3.3 光谱变换与光谱指标提取 |
| 5.3.4 小麦叶片光谱指标与重金属含量相关性分析 |
| 5.3.5 模型构建与检验 |
| 6 土壤-小麦系统重金属高光谱联合估测模型构建与检验 |
| 6.1 土壤-小麦重金属高光谱面板数据建模方法 |
| 6.2 土壤-小麦重金属光谱敏感波段选取方法 |
| 6.3 土壤-小麦重金属含量与光谱反射率相关分析 |
| 6.3.1 土壤重金属含量与土壤高光谱相关分析 |
| 6.3.2 小麦叶片重金属含量与小麦叶片高光谱相关分析 |
| 6.4 土壤-小麦重金属高光谱波段选取 |
| 6.4.1 土壤重金属高光谱波段选取 |
| 6.4.2 小麦叶片重金属高光谱波段选取 |
| 6.5 土壤-小麦重金属综合模型构建与检验 |
| 6.6 土壤-小麦重金属PLSR模型与面板数据模型对比 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（2）新型生物炭复合肥料对农田土壤-小麦系统重金属污染的钝化效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 生物炭制备的影响因素 |
| 1.2.2 生物炭在重金属污染土壤中的应用 |
| 1.2.3 改性生物炭制备及其应用 |
| 1.2.4 硅藻土在环境污染修复中的应用 |
| 1.3 研究目标和内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 研究创新和特色 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 生物炭复合肥料的制备及其表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 生物炭复合肥料的制备及表征方法 |
| 2.2.1 实验原料 |
| 2.2.2 仪器设备 |
| 2.2.3 生物炭复合肥料的制备方法 |
| 2.2.4 生物炭复合肥料特性表征方法 |
| 2.3 生物炭复合肥料性能表征及比较分析 |
| 2.3.1 生物炭复合肥料基本理化性质 |
| 2.3.2 生物炭复合肥料的官能团分析 |
| 2.3.3 生物炭复合肥料的形貌结构分析 |
| 2.3.4 生物炭复合肥料的比表面积及孔径分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 施用生物炭复合肥料对农田土壤的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验田简介 |
| 3.2.2 实验设计和方法 |
| 3.2.3 样品采集和测定方法 |
| 3.2.4 数据处理与统计方法 |
| 3.3 施用后对土壤理化性质的影响 |
| 3.3.1 施用后对土壤pH的影响 |
| 3.3.2 施用后对土壤阳离子交换量(CEC)的影响 |
| 3.3.3 施用后对土壤有机质的影响 |
| 3.4 施用后对土壤重金属的钝化效果 |
| 3.4.1 施用后对土壤重金属含量的影响 |
| 3.4.2 施用后对土壤Cd有效态占比的影响 |
| 3.4.3 施用后对土壤Zn有效态占比的影响 |
| 3.4.4 施用后对土壤Pb有效态占比的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 生物炭复合肥料对小麦的生长及重金属富集的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验与方法 |
| 4.2.1 试验田简介 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 样品采集和测定方法 |
| 4.2.4 数据处理与统计方法 |
| 4.3 施用后对小麦生长状况的影响 |
| 4.4 施用后对小麦各组织重金属富集的影响 |
| 4.4.1 不同施肥处理对小麦根部重金属富集的影响 |
| 4.4.2 不同施肥处理对小麦籽壳重金属富集的影响 |
| 4.4.3 不同施肥处理对小麦籽粒重金属富集的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 生物炭复合肥料的钝化机理 |
| 6 结论和展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（3）污染区小麦籽粒积累重金属特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 小麦概述 |
| 1.2 小麦籽粒重金属污染 |
| 1.2.1 小麦籽粒重金属污染来源 |
| 1.2.2 我国小麦籽粒重金属污染现状 |
| 1.2.3 小麦籽粒中重金属的分布 |
| 1.3 不同措施对小麦籽粒重金属含量的影响 |
| 1.3.1 土壤改良剂 |
| 1.3.2 叶面处理措施 |
| 1.4 本研究的内容和意义 |
| 第二章 铅冶炼对土壤、小麦和人体健康的影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区介绍 |
| 2.2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.3 质量控制 |
| 2.2.4 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 土壤重金属含量 |
| 2.3.2 小麦籽粒重金属含量 |
| 2.3.3 人发重金属含量 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 铅冶炼污染区小麦重金属含量与健康风险研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 样品分析 |
| 3.2.3 质量保证与控制 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.2.5 统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤重金属含量 |
| 3.3.2 全麦粉、麸皮和面粉重金属含量 |
| 3.3.3 土壤与小麦重金属含量之间相关性 |
| 3.3.4 风险评估 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 小麦籽粒中重金属积累与分布 |
| 3.4.2 食用污染区小麦制品的健康风险 |
| 3.5 结论 |
| 第四章 土壤改良对小麦籽粒重金属积累的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验田概况 |
| 4.2.2 田间实施和处理 |
| 4.2.3 样品采集与处理 |
| 4.2.4 质量控制 |
| 4.2.5 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤pH、电导率和有效磷含量(一号试验田) |
| 4.3.2 土壤有效态重金属含量(一号试验田) |
| 4.3.3 小麦籽粒产量(一号试验田) |
| 4.3.4 小麦籽粒重金属含量(一号试验田) |
| 4.3.5 土壤pH、电导率和有效磷含量(二号试验田) |
| 4.3.6 土壤有效态重金属含量(二号试验田) |
| 4.3.7 小麦籽粒产量(二号试验田) |
| 4.3.8 小麦籽粒重金属含量(二号试验田) |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同污染特征区改良剂稳定效果 |
| 4.4.2 试验田作物污染情况及可行性分析 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 叶面喷施镉对小麦籽粒积累镉的影响研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验土壤 |
| 5.2.2 试验处理与实施 |
| 5.2.3 样品采集、处理与分析 |
| 5.2.4 质量控制 |
| 5.2.5 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 小麦产量 |
| 5.3.2 土壤有效态Cd含量 |
| 5.3.3 小麦植株各组分重金属吸收规律 |
| 5.3.4 小麦籽粒重金属积累量 |
| 5.3.5 小麦植株各组分重金属相关性 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 叶面喷施Cd对小麦Cd积累的影响 |
| 5.4.2 叶面喷施Cd对小麦Zn、Cu和 Pb的影响 |
| 5.5 结论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介、攻读硕士期间取得的学术成果 |
（4）土壤—植物系统中铀生物有效性和迁移模型的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国内外对放射性核素及重金属污染土壤的修复方法 |
| 1.2.2 放射性核素及重金属污染土壤植物修复吸收积累机理 |
| 1.3 铀在土壤-植物系统的生物有效性 |
| 1.3.1 铀污染土壤的来源 |
| 1.3.2 铀污染土壤赋存形态分析和生物有效性 |
| 1.3.3 铀污染土壤植物修复 |
| 1.4 课题来源和主要研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.5 创新点和研究意义 |
| 第二章 铀在土壤中的赋存形态及影响因素研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验场地与材料 |
| 2.2.2 实验设计与处理方法 |
| 2.2.3 样品采集与分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 外源铀浓度、处置时间和营养土占比对土壤理化性质的影响 |
| 2.3.2 外源铀浓度、处置时间和营养土占比对铀赋存形态的影响 |
| 2.3.3 土壤理化性质与土壤铀赋存形态的相关性分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 典型富集植物在铀胁迫下吸收富集特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料与试剂 |
| 3.2.2 主要仪器与设备 |
| 3.2.3 实验设计与处理方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 3种典型富集植物地下部和地上部干重的动态变化 |
| 3.3.2 3种典型富集植物各器官及地下部、地上部铀含量的动态变化 |
| 3.3.3 3种典型富集植物富集处理下,铀残留浓度及土壤铀赋存形态动态变化 |
| 3.3.4 3种典型富集植物对铀的动态富集特性 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 铀在土壤-向日葵系统的迁移规律及模型初探 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 主要仪器与设备 |
| 4.2.3 实验设计与处理方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 铀赋存形态与向日葵的生物有效性 |
| 4.3.2 铀在土壤-向日葵迁移模型的构建 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文及研究成果 |
（5）冬小麦吸收重金属特征及与影响因素的定量关系（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 土壤和作物样品采集 |
| 1.2 样品处理与测定 |
| 1.3 数据统计分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 土壤性质、 重金属含量以及小麦籽粒和秸秆中重金属含量特征分析 |
| 2.2 小麦籽粒重金属与土壤重金属及土壤性质之间的相关关系 |
| 2.2.1 小麦籽粒重金属含量与土壤重金属含量之间的关系 |
| 2.2.2 土壤理化性质和小麦籽粒Cd含量之间的关系 |
| 2.3 多因素影响的小麦籽粒重金属预测方程的建立 |
| 3 结论 |
（6）江苏典型耕地土壤镉污染的生物质炭修复效果及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国土壤重金属污染现状 |
| 1.2 农产品安全和植物根际环境 |
| 1.3 土壤重金属修复技术概述 |
| 1.4 生物质炭对土壤修复的应用和研究进展 |
| 1.5 课题的研究目的及主要内容 |
| 1.5.1 课题研究目的 |
| 1.5.2 课题主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 生物质炭的制备及表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验装置与方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 镉系染料在土壤-小麦系统中的迁移转化过程 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验装置与方法 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 Cd的生物有效性 |
| 3.3.2 土壤中镉的浓度及形态特征 |
| 3.3.3 土壤pH变化与各形态相关性分析 |
| 3.3.4 有机质含量与各形态相关性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 生物质炭对耕地土壤镉污染的模拟修复研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验装置与方法 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 Cd的生物有效性 |
| 4.3.2 生物质炭对土壤中镉形态分布的影响 |
| 4.3.3 土壤环境中pH与各形态相关性分析 |
| 4.3.4 土壤有机质含量与各形态相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 生物质炭对土壤镉污染的修复机理探讨 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验仪器与方法 |
| 5.2.1 实验试剂和仪器 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 Cd的生物有效性 |
| 5.3.2 生物质炭对土壤中镉形态分布的影响 |
| 5.3.3 土壤pH变化与各形态相关性分析 |
| 5.3.4 土壤有机质含量与各形态相关性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的主要科研成果 |
| 致谢 |
（7）矿区土壤-小麦重金属迁移特征模拟研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 土壤重金属迁移、污染评价与修复研究现状 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 模拟实验方案设计与数据采集 |
| 2.1 野外模拟实验场地 |
| 2.2 柳新矿区场地 |
| 2.3 实验方案设计 |
| 2.4 土壤、小麦样品采集与数据处理 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 矿区土壤-小麦重金属迁移特征分析 |
| 3.1 土壤重金属含量分布、变化及相关性 |
| 3.2 土壤Cr、Pb、Zn的空间分布 |
| 3.3 小麦中重金属含量变化、运移及相关性 |
| 3.4 小麦中重金属富集系数 |
| 3.5 四类场地土壤-小麦重金属迁移特征对比 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 矿区土壤-小麦重金属迁移模型构建与数值模拟 |
| 4.1 同异反灰色关联模型 |
| 4.2 曲线回归模型 |
| 4.3 分配估计模型 |
| 4.4 较优模型选择 |
| 4.5 徐州柳新矿区数值模拟 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 矿区土壤重金属污染程度与修复植物初步筛选 |
| 5.1 土壤-小麦重金属污染评价模型建立 |
| 5.2 低限值添加实验重金属污染程度分析 |
| 5.3 土壤重金属修复植物筛选 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（8）有机物料还田对土壤—小麦系统重金属污染的原位修复效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 重金属污染来源 |
| 1.2.2 重金属的危害 |
| 1.2.3 重金属修复技术 |
| 1.2.4 重金属原位钝化修复的研究现状 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验设计 |
| 2.2 指标测定方法 |
| 2.2.1 土壤理化指标测定 |
| 2.2.2 小麦植株形态指标测定 |
| 2.2.3 小麦植株生理指标测定 |
| 2.2.4 小麦产量指标测定 |
| 2.2.5 重金属含量测定及相关计算方法 |
| 2.3 数据统计方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 有机物料修复剂对重金属污染大田中土壤理化性质的影响 |
| 3.1.1 对土壤pH的影响 |
| 3.1.2 对土壤有机质的影响 |
| 3.1.3 对土壤阳离子交换量的影响 |
| 3.1.4 对土壤酶活性的影响 |
| 3.2 有机物料修复剂对重金属污染大田中小麦生长发育特征的影响 |
| 3.2.1 对小麦群体数的影响 |
| 3.2.2 对小麦株高的影响 |
| 3.2.3 对小麦叶片叶绿素相对含量的影响 |
| 3.2.4 对小麦叶绿素荧光参数的影响 |
| 3.2.5 对花后小麦旗叶光合生理的影响 |
| 3.2.6 对小麦产量性状的影响 |
| 3.3 有机物料修复剂对土壤-小麦系统中重金属转运富集规律及其生物可利用性的影响 |
| 3.3.1 对土壤-小麦系统中Pb转运富集规律的影响 |
| 3.3.2 对土壤-小麦系统中Cd转运富集规律的影响 |
| 3.3.3 对土壤-小麦系统中As转运富集规律的影响 |
| 3.3.4 对土壤-小麦系统中Cu转运富集规律的影响 |
| 3.3.5 对不同重金属生物可利用性的影响 |
| 3.4 土壤主要理化性质、土壤重金属有效态含量、籽粒重金属含量之间的相关分析 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 有机物料修复剂对农田土壤-小麦系统重金属污染的原位修复作用 |
| 4.1.2 有机物料修复剂对小麦植株所受重金属胁迫的缓解效应 |
| 4.1.3 不同有机物料修复剂对土壤-小麦系统重金属污染原位修复作用比较 |
| 4.2 结论 |
| 5 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（9）城乡交错区土壤—作物—地下水系统As积累迁移特征与健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 城乡交错区土壤重金属研究进展 |
| 1.2.2 As在不同介质中的迁移转化研究 |
| 1.2.3 As的健康风险评价 |
| 1.2.4 As的生物可利用性及其影响因素 |
| 1.2.5 As的污染源解析 |
| 1.2.6 存在问题与展望 |
| 1.3 研究技术路线与内容概要 |
| 1.3.1 研究技术路线 |
| 1.3.2 研究内容概要 |
| 1.4 研究创新与特色 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然环境概况 |
| 2.1.2 社会经济状况 |
| 2.1.3 污染现状 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 采样方案 |
| 2.2.2 室内样品处理与测试分析方法 |
| 2.2.3 实验主要仪器 |
| 2.2.4 质量控制 |
| 2.2.5 数据处理与图件制作 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 表层土壤As总量与空间变异特征 |
| 3.1.1 表层土壤基本理化性质 |
| 3.1.2 表层土壤As含量特征分析 |
| 3.1.3 表层土壤As的空间变异特征 |
| 3.1.4 表层土壤As空间分布影响因素分析 |
| 3.2 典型样区土壤剖面中As总量的垂直分布特征 |
| 3.2.1 典型样区土壤剖面基本理化性质 |
| 3.2.2 典型样区土壤剖面中As的垂直分布总特征 |
| 3.2.3 不同样区间土壤剖面中As的垂直分布特征 |
| 3.2.4 样区内各样点土壤剖面中As的垂直分布特征 |
| 3.3 土壤As污染与潜在生态风险评价 |
| 3.3.1 研究区土壤As污染评价 |
| 3.3.2 研究区土壤As污染的潜在生态风险评价 |
| 3.4 典型样区As化学形态分布特征 |
| 3.4.1 典型样区土壤理化性质分析 |
| 3.4.2 表层土壤As化学形态分布特征 |
| 3.4.3 剖面土壤As化学形态分布特征 |
| 3.4.4 影响因素分析 |
| 3.5 As在土壤-小麦系统中的迁移积累 |
| 3.5.1 土壤-麦粒系统中As的含量分析 |
| 3.5.2 典型样区土壤As生物有效性分析 |
| 3.5.3 As在土壤-小麦中的迁移积累特征 |
| 3.5.4 As在土壤-小麦中迁移积累（生物有效性）影响因素分析 |
| 3.6 土壤-作物-地下水As健康风险评价 |
| 3.6.1 健康风险评价方法 |
| 3.6.2 土壤-小麦籽粒健康风险评价 |
| 3.6.3 地下水As含量分布特征 |
| 3.6.4 地下水As健康风险评价 |
| 4 结论 |
| 4.1 研究区表层土壤As空间变异特征 |
| 4.2 典型样区剖面土壤As垂直变化特征 |
| 4.3 研究区土壤As污染评价 |
| 4.4 典型样区土壤As全量及化学形态分布特征 |
| 4.5 土壤-作物-地下水As健康风险评价 |
| 5 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）我国主要小麦产地土壤镉和铅的安全阈值研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属污染简述 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤Cd、Pb对植物的毒害 |
| 1.1.3 植物对重金属的防御机理 |
| 1.2 土壤环境质量标准与基准概述 |
| 1.2.1 环境质量标准和基准的概念 |
| 1.2.2 制定土壤环境质量标准和基准的基本理论 |
| 1.3 我国土壤标准现状概述 |
| 1.3.1 土壤环境质量标准介绍 |
| 1.3.2 标准存在的问题 |
| 1.3.3 其他标准 |
| 1.4 国际土壤环境质量标准的发展 |
| 1.4.1 欧美国家基准或标准制定的考虑因素 |
| 1.4.2 风险评估法制定土壤环境质量基准值 |
| 1.4.3 制定土壤环境基准值的影响因素 |
| 1.4.4 基于生态风险评估的土壤基准值概述 |
| 1.5 研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 生态效应法推导土壤Cd阈值 |
| 2.1 不同小麦品种籽粒Cd富集 |
| 2.1.1 材料与方法 |
| 2.1.2 数据分析 |
| 2.1.3 结果与分析 |
| 2.2 小麦籽粒Cd-BAF预测方程的推导 |
| 2.2.1 材料与方法 |
| 2.2.2 数据分析 |
| 2.2.3 结果与分析 |
| 2.3 生态效应法推导各品种的土壤Cd阈值 |
| 2.3.1 生态效应法推导小偃22的土壤Cd阈值 |
| 2.3.2 种间外推 |
| 2.3.3 生态效应法推导其他品种的土壤Cd阈值 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 物种敏感性曲线法推导土壤Cd阈值 |
| 3.1 Cd-BAF的归一化处理 |
| 3.2 多种函数拟合效果的对比 |
| 3.2.1 酸性土壤（pH=5.5） |
| 3.2.2 中性土壤（pH=7） |
| 3.2.3 碱性土壤（pH=7.5） |
| 3.3 归一化与未归一化的SSD曲线比较 |
| 3.4 不同标准土壤情景的SSD曲线 |
| 3.5 土壤Cd阈值的推导 |
| 3.5.1 阈值模型 |
| 3.5.2 与其他学者研究结果的比较 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 生态效应法推导土壤Pb阈值 |
| 4.1 不同小麦品种籽粒Pb的富集 |
| 4.1.1 材料与方法 |
| 4.1.2 数据分析 |
| 4.1.3 结果与分析 |
| 4.2 小麦籽粒Pb-BAF预测方程的推导 |
| 4.2.1 材料与方法 |
| 4.2.2 数据分析 |
| 4.2.3 结果与分析 |
| 4.3 生态效应法推导各品种的土壤Pb阈值 |
| 4.3.1 生态效应法推导小偃22的土壤Pb阈值 |
| 4.3.2 种间外推 |
| 4.3.3 生态效应法推导其他品种的土壤Pb阈值 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 物种敏感性曲线法推导土壤Pb阈值 |
| 5.1 Pb-BAF的归一化处理 |
| 5.2 不同函数拟合效果的对比 |
| 5.2.1 酸性土壤（pH=5.5） |
| 5.2.2 中性土壤（pH=7） |
| 5.2.3 碱性土壤（pH=7.5） |
| 5.3 归一化与未归一化的SSD曲线比较 |
| 5.4 不同标准土壤情景的SSD曲线 |
| 5.5 土壤Pb阈值的推导 |
| 5.5.1 阈值模型 |
| 5.5.2 与其他学者研究结果的比较 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 全文主要结论 |
| 6.2 本研究的主要创新点 |
| 6.3 进一步改进的设想 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、土壤-小麦系统重金属污染状况与吸收富集行为（论文参考文献）
- [1]拔节期小麦-土壤重金属污染与高光谱反演 ——以山东龙口为例[D]. 李春芳. 山东师范大学, 2021
- [2]新型生物炭复合肥料对农田土壤-小麦系统重金属污染的钝化效应研究[D]. 裴锦程. 河南大学, 2020(02)
- [3]污染区小麦籽粒积累重金属特性研究[D]. 张语情. 河南工业大学, 2020
- [4]土壤—植物系统中铀生物有效性和迁移模型的研究[D]. 赵继武. 西南科技大学, 2020(08)
- [5]冬小麦吸收重金属特征及与影响因素的定量关系[J]. 王怡雯,芮玉奎,李中阳,苏德纯. 环境科学, 2020(03)
- [6]江苏典型耕地土壤镉污染的生物质炭修复效果及机理研究[D]. 朱海啸. 南京大学, 2018(01)
- [7]矿区土壤-小麦重金属迁移特征模拟研究[D]. 戴文婷. 中国矿业大学, 2017(03)
- [8]有机物料还田对土壤—小麦系统重金属污染的原位修复效应研究[D]. 王文斐. 河南师范大学, 2016(04)
- [9]城乡交错区土壤—作物—地下水系统As积累迁移特征与健康风险评价[D]. 范礼东. 河南大学, 2016(03)
- [10]我国主要小麦产地土壤镉和铅的安全阈值研究[D]. 刘克. 西北农林科技大学, 2016(08)
标签：重金属论文; 小麦论文; 土壤重金属污染论文; 土壤改良论文; 土壤环境质量标准论文;