一、北京五环线两个土壤包气带中Hg和As累积层位的研究与分析——警惕北京地下的“化学定时炸弹”（论文文献综述）
周雨婷[1]（2020）在《中国农田土壤中抗生素抗性基因分布及典型污染物浓度特征、对其影响与风险评估》文中指出农田环境中污染物的种类繁多,其中重金属汞、类金属砷和有机物多溴联苯醚（Polybrominated diphenyl ethers,PBDEs）是典型污染物,近年来受到全球广泛关注的新型污染物抗生素抗性基因（Antibiotic resistance genes,ARGs）更给农田环境带来了新的挑战。许多典型污染物都可以独立或协同其他污染物共同作用从而促进ARGs的传播。伴随我国社会经济的迅速发展,这些污染物仍不断地输入农田环境中,对生态和人类健康带来了不可逆的危害。迄今为止,对于ARGs在大区域农田中的分布特征不明,影响机制不详,基于实际环境下观测典型污染物浓度特征及典型污染物与ARGs共存的环境效应的研究也不多。因此,本论文通过跨时段全国大尺度的土壤和树皮采样活动,揭示了农田土壤中ARGs的分布特征,阐明了三种典型污染物的浓度特征;探讨了这三种污染物对ARGs的影响和可能的作用机制;评估了典型污染物的生态风险和健康风险,这对我国乃至全球范围内控制和减少农田环境污染具有重要意义。本论文主要研究结果如下:（1）磺胺素（sul）和四环素（tet）抗性基因在农田土壤中广泛存在,丰度水平为10-8-10-2 gene copies/16S r RNA gene copies。sul和tet基因在农田的分布存在显着差异,东北地区是sul基因的热点区域,最高丰度达1.85×10-3 gene copies/16S r RNA gene copies。辽宁、湖北、江苏、山东和湖南省tet基因丰度较高,丰度范围为1.4×10-2-3.9×10-2 gene copies/16S r RNA gene copies。分析表明,总体上sul基因的分布可能主要受到气象参数和污水灌溉的影响,呈现从北到南递减的特征,而tet基因分布特征可能主要与土壤性质和粪肥施用有关。（2）农田土壤中汞的浓度范围为0.06-0.78 mg/kg,我国农田表层土壤汞总储存量为4.1×104吨,每年向大气排放汞总量约为107吨。华东和华南地区的汞浓度最高,汞的垂直分布特征为轻微的表面富集。地质累积指数Igeo和相关性分析强调了经济增长和能源消耗对2011-2016年间土壤汞积累的影响。土壤有机质、高温和降水均可能促进汞向土壤中的积累或沉降过程。与其他重金属相比（Pb、Cd、Cr、Zn、Ni、Ca、Mg、Co、Mn）,汞和铜对ARGs的影响更显着,细菌的SOS反应和协同抗性可能是汞诱导ARGs丰度提高的主要机制。sul基因对重金属污染的反应比tet基因更敏感,证实了sul基因可以作为环境重金属污染的有效指标。Hakanson指数法显示农田土壤汞具有高潜在生态风险,强调汞应作为生态优先控制金属。农田土壤汞通过多种途径暴露于人体产生的非致癌性风险的平均危害指数小于1,表明对人体不存在非致癌性健康风险。（3）农田土壤中砷的浓度浓度为1.93-36.0 mg/kg,我国农田表层土壤砷总储存量为3.72×106吨。华南地区呈现最高的浓度水平,砷的垂直分布呈现表层富集的趋势。Igeo和PCA分析表明农田土壤砷的浓度特征主要受到成土母质的影响。2006-2016年间砷的含量呈现上升趋势,这可能与农业实践中的肥料施用有关,特别是磷肥。土壤p H对砷的分布和迁移起到重要的作用。土壤砷对sul2基因的水平转移存在促进作用,协同抗性是可能的作用机制,而砷与tet M丰度存在显着负相关性,砷对土壤中携带tet基因的微生物的影响可能是导致抑制作用的原因。Hakanson指数法表明农田土壤砷的潜在生态风险低。总体上,农田土壤砷对人体不存在非致癌性健康风险,对人体的致癌性健康风险处于低水平。（4）农田土壤中PBDEs的总浓度范围为2.26-16.9 ng/g,华东和华南地区浓度最高。BDE-209对土壤PBDEs的浓度贡献率最大,其主要来自Deca-BDEs的使用,低溴代PBDEs主要来自历史使用的PBDEs及环境中PBDEs的降解。土壤PBDEs的浓度特征受土壤有机质和p H的影响。低溴代的PBDEs表现出对ARGs水平转移的促进作用,协同抗性和交叉抗性可能是PBDEs诱导ARGs提升的主要机制。（5）农田周边树皮中PBDEs的总浓度范围为0.398-13.8 ng/g dw,华东地区浓度最高。树皮PBDEs的来源与土壤相似。树皮PBDEs与地区大气PM2.5、人口密度、经济指标（PCGRP、GDP）均存在显着相关性,突出了大气细颗粒物在PBDEs大气迁移中的重要角色,强调了经济发展可能加剧环境PBDEs污染。（6）通过树皮/大气分配模型估算农田大气中PBDEs总浓度范围为0.923-423 pg/m3,华南和华东地区浓度最高。大气、树皮、土壤的PBDEs浓度存在显着相关性,表明不同介质可能具有相似的PBDEs来源。逸度模型得到的逸度分数均小于0.3,表明农田环境中PBDEs仍处于从大气向土壤沉降的动态过程,这个过程受地区温度和降水的影响。大气和土壤PBDEs通过多种途径的人体平均暴露剂量呈现幼儿>婴儿>儿童>青少年>成人的趋势,PBDEs对人体不存在非致癌性健康风险,BDE-209对人体的致癌性健康风险非常低。
王磊[2]（2017）在《污染土壤汞的非生物甲基化及对土壤微生物群落的影响研究》文中研究说明重金属汞及其化合物对环境污染严重,且甲基汞可以随食物链富集放大,有潜在的生物毒性。环境中汞的甲基化反应主要为生物甲基化,目前已经研究到基因水平,而非生物甲基化反应却很少有人涉及。本文通过现场采样和实验室测定评价汞污染区域的生态风险,通过溶液反应分析汞非生物甲基化反应的影响条件及甲基化机理,利用高通量测序手段研究了在汞和甲基汞胁迫下,土壤微生物群落多样性变化及微生物群落结构变化情况,并分析了特征微生物对汞和甲基汞胁迫的响应。论文取得主要的成果如下:（1）研究区域土壤中汞污染严重,土壤中的甲基汞主要来源于汞的转化。地累积指数表明该地区土壤中汞和甲基汞的污染程度为严重污染;潜在风险指数评价结果显示,汞和甲基汞在土壤中均显示为极重度污染,生态风险极高。（2）Langmuir、Freundlich和Temkin三种吸附等温模型对汞在土壤中的吸附和解吸过程进行的线性拟合均达到了较显着水平,其中Langmuir模型对吸附过程拟合最好,Freundlich模型能更好地拟合汞在土壤中的解吸过程,土壤对汞的最大吸附量为863.62mg/kg,最大解吸量为16.84mg/kg;土壤对汞的吸附能力较强,汞在土壤中的解吸率较低,最大解吸率为3.65%。汞在土壤中的吸附动力学符合Elovich模型和双常数模型。汞在土壤中的迁移能力很差,主要分布在土壤的表层（0-15cm）。（3）甲基钴胺素是高效的非生物甲基化甲基供体,非生物甲基化反应甲基化率与初始汞浓度和甲基供体浓度变化成正比;弱酸条件pH=5时甲基汞生成量最大;温度对非生物甲基化过程的影响是低促进高抑制,35℃条件下甲基化效率最高;光照可以促进非生物甲基化反应进行,和溶液反应相比,土壤中的非生物甲基化率由于土壤的吸附等作用而降低,且土壤中非生物甲基化进程比溶液中慢。研究表明,pH变化对非生物甲基化影响最大,初始汞浓度500mg/L,pH=5和温度35℃是非生物甲基化甲基化率高的最不利条件;相较于伪一级动力学,非生物甲基化反应更符合二级反应动力学方程。（4）从电子分布和杂化理论和电负性理论分析均能证明非生物甲基化属于碳负离子转移反应;甲基钴胺素的Co-C键不稳定,可以在光照和加热等条件下产生甲基自由基,非常活泼容易与其他物质发生反应。Hg2+是Hg原子失去6s轨道上两个电子,有很强的亲电性能,可以结合甲基自由基形成甲基汞。自然界中汞的非生物甲基化反应机理应为碳负离子转移和甲基自由基反应同时存在。（5）汞和甲基汞的输入对土壤微生物群落的丰富度和均匀性都产生了比较明显的影响,丰富度随着培养时间增长而逐渐降低,中低浓度汞和甲基汞对土壤微生物群落均匀性影响不大,高浓度汞使均匀性逐渐降低而高浓度甲基汞使微生物群落均匀性先减后加。高浓度汞(CHg=500 mg/kg)对土壤微生物群落的丰富度和均匀性影响都最大。（6）从门水平分析,汞和甲基汞污染造成变形菌门（Proteobacteria）相对丰度增加,酸杆菌门（Acidobacteria）、浮霉菌门（Planctomycetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）等对汞污染条件敏感而酸杆菌门（Acidobacteria）、浮霉菌门（Planctomycetes）和硝化螺旋菌门（Nitrospirae）对甲基汞污染敏感。从属水平分析,汞和甲基汞污染促进溶杆菌属（Lysobacter）和单胞菌属（Luteimonas）的相对丰度,汞污染筛选出的抗性属为马赛菌属（Massilia）、Rhodanobacter、Burkholderia-Paraburkholderia等;甲基汞污染筛选出的抗性属为Methylotenera。（7）群落结构差异分析证明,重金属汞进入土壤环境后会使微生物群落结构发生变化,高浓度汞污染对土壤微生物群落影响最大,与背景土壤微生物群落组成相差最大,且随着培养时间越长,汞对微生物群落结构影响越大。中、低汞污染浓度对土壤微生物群落影响相差不大。甲基汞进入土壤环境中也会明显影响土壤微生物群落结构变化,但随着时间增长,微生物对甲基汞的耐受能力逐渐增强,中、低甲基汞污染浓度条件下,甲基汞对微生物群落结构影响相差不大,高浓度甲基汞明显影响微生物群落变化。（8）Omnitrophica和Ignavibacteriae门微生物对汞污染非常敏感,在受到汞胁迫时迅速死亡。Omnitrophica和螺旋体门微生物对甲基汞污染非常敏感,在受甲基汞胁迫后会迅速消亡。汞和甲基汞污染对土壤中微生物影响较大且相对丰度较高的属有β变形菌纲的Methylotenera、马赛菌属和伯克氏菌属,γ变形菌纲的溶杆菌属、单胞菌属和产黄杆菌属以及硝化螺旋菌纲的硝化螺菌属,他们均为革兰氏阴性菌,细胞壁薄而且成分复杂,在遭受污染胁迫时会迅速作出反应。
郭凌[3]（2016）在《煤基腐植酸对土壤砷的活性及作物生长的影响》文中认为本研究采用吸附-解吸、土柱淋洗和盆栽试验研究了 11种供试煤基腐殖酸对石灰性褐土中砷的吸附解吸、迁移性和形态分布以及对玉米（Zea mays）、小白菜（Brassica campestris L.ssp.）苗期生长和砷吸收分布的影响,以期利用煤基腐殖酸修复砷污染土壤提供理论依据。（1）吸附和解吸试验结果表明:不同煤基腐殖酸-土壤体系对砷的吸附一解吸量随外源砷浓度增加的变化趋势相同,即砷的吸附量和解吸量均随外源砷浓度的增加而增加,而砷的吸附率和解吸率均随外源砷浓度的增加而降低,11种供试煤基腐殖酸均不同程度增强了供试土壤对砷的吸附作用。Langmuir方程和Freundlich方程均能很好的拟合不同煤基腐殖酸-土壤体系对砷的等温吸附,且以Freundlich方程的效果较好,r2≥0.9748。在供试砷浓度范围内,以添加10号煤基腐殖酸后土壤对砷的吸附量、吸附率和最大缓冲容量（MBC）较CK增加最大,而添加9号煤基腐殖酸后土壤对砷的吸附量、吸附率和MBC较CK增加最小,与Freundlich方程所得吸附容量（K值）大小结果一致。吸附率、解吸率和MBC均与煤基腐殖酸pH、CEC和E4/E6呈负相关。（2）淋洗试验结果表明:淋洗试验结果表明砷在供试土壤中可向下迁移,但移动能力不强,10%KCl溶液比去离子水对土壤中砷的淋洗效果好。添加8、9、11号煤基腐殖酸和EDTA处理淋洗液砷浓度高于As处理,而其余煤基腐殖酸处理低于As处理,表明8、9、11号煤基腐殖酸促进了土壤中砷的移动,增加了砷活性,且以9号煤基腐殖酸促进作用最大,其次为11号煤基腐殖酸,但8、9、11号煤基腐殖酸的促进作用均低于EDTA;而其余煤基腐殖酸抑制了土壤中砷的迁移,降低了砷活性,且以10号煤基腐殖酸抑制作用最强,其次为6号煤基腐殖酸。第一、二次淋洗液平均砷浓度均与煤基腐殖酸pH值具有良好的正相关性,其次为E4/E6和CEC。（3）玉米和小白菜盆栽试验结果表明:在供试土壤中不同形态砷含量依次为残渣态砷>铁-锰氧化物结合态砷>有机结合态砷>碳酸盐结合态砷>可交换态砷。添加外源砷后土壤中各形态砷的含量均有不同程度的增加。进一步添加6和10号煤基腐殖酸后,可交换态和碳酸盐结合态砷含量明显降低,而铁-锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态砷含量有所增加;而添加9和11号煤基腐殖酸后,土壤中可交换态、碳酸盐结合态、铁-锰氧化物结合态和有机结合态砷含量增加,而残渣态砷含量降低;EDTA的加入增加了可交换态、碳酸盐结合态和铁-锰氧化物结合态砷含量,特别是可交换态砷含量与As处理相比增加了 33.56%,降低了有机结合态和残渣态砷的含量。同样表明6和10号煤基腐殖酸对土壤砷具有钝化作用,而9和11号煤基腐殖酸对土壤砷具有活化作用,但活化作用弱于EDTA。外源砷的加入显着增加了土壤有效砷含量,供试作物（玉米和小白菜）中砷的含量与土壤中有效砷含量呈显着正相关。与As处理相比,加入6和10号煤基腐殖酸降低了土壤有效砷的含量,减少了供试作物对砷的吸收和积累,表明二者对土壤砷有钝化作用;而加入9和11号煤基腐殖酸则提高了土壤有效砷含量,增加了供试作物对砷的吸收和积累,表明二者对土壤砷有活化作用,但作用弱于EDTA。供试煤基腐殖酸处理下土壤中有效砷含量与煤基腐殖酸的pH、E4/E6和CEC呈显着正相关。外源砷的加入玉米株高、株鲜重、株干重和根干重与CK相比均显着降低,而小白菜上述生长指标与CK差异不显着;同时降低了玉米叶片中抗氧化酶（POD、SOD和CAT）活性;小白菜叶片中的POD和CAT活性也有所下降,但SOD活性增加;玉米和小白菜叶片中,脯氨酸含量均有所增加、而叶绿素含量均降低。与As处理相比,加入供试煤基腐殖酸均促进了供试作物的生长,且叶片叶绿素含量和抗氧化酶活性增加,脯氨酸含量降低。而EDTA的加入加剧了外源砷的胁迫,与As处理相比抑制供试作物的生长,表现为供试作物的株高、株鲜重、株干重和根干重与As处理相比均有所降低,叶片中抗氧化酶活性、叶绿素含量均有所降低,而脯氨酸含量却有所增加。外源砷的加入土壤中有机质、全氮和速效钾的含量均有所下降,而有效磷含量则显着增加,供试作物氮和钾含量有所降低,而磷含量增加。加入供试煤基腐殖酸后,增加了供试作物盆栽土壤中有机质、全氮、有效磷和速效钾的含量,同时促进供试作物对氮、磷和钾的吸收和积累,特别是9和11号腐殖酸可以显着增加土壤中全氮、有效磷和速效钾的含量,并促进供试作物吸收;而加入EDTA后,供试作物盆栽土壤有机质、全氮、有效磷和速效钾的含量降低,同时降低了供试作物的吸收和积累。
李家家[4]（2014）在《超声波活化风化煤对土壤中Hg形态及土壤酶活性的影响研究》文中研究说明重金属汞（Hg）具有持久性、易迁移性、高度生物富集性，且毒性很强，其可以通过大气沉降、工业生产废料和城市生活垃圾的堆放、农用耕作不合理地施用含汞的肥料和农药以及灌溉等途径进入土壤，不仅危害土壤质量、地下水安全、作物的产量和质量，而且可以通过食物链危害人类的健康。近几年，风化煤作为土壤改良剂广泛受到关注，风化煤中含有大量的再生腐植酸和多种含氧活性功能团，如羧基、醌基、酚羟基、醇羟基等，不仅可以改良土壤的环境条件，还可以治理土壤重金属污染。现有的研究工作主要集中于湖泊、河流等水生态系统中汞的迁移富集研究，而对汞在陆地生态系统中的行为及其影响研究较少。本课题研究超声波活化风化煤对土壤中汞形态和土壤酶活性的影响，旨在为汞污染的区域施加风化煤肥料提供理论依据。主要研究结果如下：（1）超声波能够明显提高风化煤中游离腐植酸的产率，但是活化受多个因素的影响。一定条件下，风化煤中游离腐植酸的含量与超声波功率、超声时间及水煤比呈现正相关性。本实验条件下，超声波活化风化煤中腐植酸的最优条件是：水煤比8:1、超声波功率500W、超声时间40min，此条件下风化煤中游离腐植酸含量为8.36%，较未活化风化煤中游离腐植酸含量提高了7.67倍。（2）超声波活化风化煤对土壤中汞形态和总汞含量的影响研究结论为：在风化煤添加量20、40、60、80g/kg条件下，土壤中汞的形态主要以有机结合态和残渣态为主。在风化煤添加量20、40、60、80g/kg条件下，土壤中溶解态与可交换态、特殊吸附态、氧化态的Hg的量均低于对照，有机结合态、残渣态Hg的量均显着高于对照值。而且添加活化风化煤的溶解态与可交换态、特殊吸附态、氧化态的Hg的量低于添加未活化风化煤条件下的汞形态含量，说明活化风化煤能够更好地降低土壤中Hg的可移动性，从而降低了土壤中Hg的生物毒性，使得植物中Hg的含量降低，小白菜对Hg的富集减弱。在土壤中汞添加量0、1.0、1.5、2.0mg/kg条件下，添加活化风化煤80g/kg时，土壤中总汞含量达到最大值，而小白菜中Hg的含量最小，小白菜对Hg的富集作用最弱。（3）风化煤对土壤酶（过氧化氢酶、脲酶、蔗糖酶）活性的影响研究结论为：随着土壤中重金属汞浓度的增加，土壤酶（过氧化氢酶、脲酶、蔗糖酶）的活性逐渐降低，说明重金属汞对土壤酶活性有一定的抑制作用。在风化煤添加量20、40、60、80g/kg条件下，与对照相比，土壤酶活性均升高，且添加超声波活化风化煤条件下的土壤酶活性高于添加未活化的风化煤，说明风化煤可以缓解重金属汞对土壤酶的抑制作用，且超声波活化后的风化煤较未活化的风化煤能更大程度缓解重金属对土壤酶活性的抑制作用，形成更多的NH4+和利于土壤中碳的转化，有利于植物的生长。在添加超声波活化风化煤量60-80g/kg条件下：汞污染土壤中土壤酶（过氧化氢酶、脲酶、蔗糖酶）活性与空白组中土壤酶活性最相近。因此施入适量超声波活化风化煤（60-80g/kg，以风化煤计），可以有效地减轻土壤中重金属汞污染对小白菜的毒害。
冯翰林[5]（2011）在《洛克沙胂在土壤中的环境行为研究》文中研究指明洛克沙胂（Roxarsone,ROX）是一种含砷的畜禽饲料添加剂,因其具有抗菌、促生长和提高饲料转化率等作用,在我国广泛应用。ROX进入动物体内后,大多会以原形态随粪便排出。ROX作为有机砷形态,了解其在土壤环境中的转化和移动性,对了解ROX的生物毒性和对土壤环境的潜在危险具有重要意义。本文从野外田间调查、室内吸附动力学和土柱淋洗等三个方面研究了ROX的污染现状及其在我国3种典型土壤（山东褐土、湖北灰潮土、江西红壤）中的环境行为。主要研究结果如下：1.通过对武汉市典型设施菜地土壤砷污染情况进行调查,结果表明,设施菜地土壤受到了不同程度的砷污染。设施菜地土壤砷含量平均值为16.39 mg·kg-1,略超出武汉市土壤砷背景值（15.00mg·kg-1。砷污染分布的特点是越靠近市区的设施菜地,土壤砷含量越高。不同利用类型土壤剖面中砷含量变化趋势不同,超过施用粪肥五年以上历史的江夏和黄陂土壤剖面中,60～80cm深度处的砷含量是表层土壤（0～20cm）的1.76倍和2.25倍,而其他土壤剖面中60～80cm深度处砷含量最高为0～20cm的78.1%。2.采用单因子污染评价和内梅罗污染指数方法分析方法评估了武汉市居民健康风险,结果表明,武汉市本地蔬菜砷污染处于清洁水平,蔬菜砷含量37.21μg·kg-1没有超过无公害蔬菜砷含量要求（0.5mg·kg-1）。外地蔬菜和本地蔬菜砷含量没有显着性差异。根据蔬菜对砷的富集系数不同,应用聚类法将检测蔬菜分为三个不同的富砷类型：高富集砷组（韭菜、油菜、菜薹和萝卜）；中富集砷组（辣椒、黄瓜、大白菜、菠菜和大葱）；低富集砷组（丝瓜、茄子、苦瓜、豇豆、番茄、冬瓜、瓠瓜、小白菜、芹菜、甘蓝、苋菜）。3.在室内条件下,采用批处理研究,揭示了不同土壤理化性质条件下,ROX在土壤中的吸附特点。结果表明,不同土壤对ROX的吸附能力不同,江西红壤中ROX添加浓度为50mg.kg-1,1h即达到吸附饱和水平；而湖北灰潮土和山东褐土ROX添加浓度为1 mg·kg-1,48h才达到吸附平衡。不同粒径土壤对ROX吸附能力顺序是（<2μm）>（2～50μm）>（>50μm）；在3<pH<11范围内,三种供试土壤对ROX的吸附能力均随pH的升高而降低；去除土壤有机质（OM）有利于对ROX的吸附；外加磷源将会和ROX竞争在土壤上的吸附位点,从而降低ROX的吸附量。4.采用模拟土柱试验,模拟在人工降雨条件下,ROX在土壤剖面中的分布及降解情况。结果表明：在7d淋洗周期内,检测到灰潮土和褐土的穿透曲线（Breakthrough Curve, BTC）,灰潮土浓度峰值在28h左右出现,为9.36mg·L-1；褐土浓度峰值在43h左右出现,为1.15 mg·L-1；红壤土柱中没有ROX淋洗出,说明土壤对ROX的吸附解吸能力直接影响ROX在土壤中的迁移。三种类型土柱淋洗过程中均检测到三价砷（As（Ⅲ））和五价砷（As（V）））的存在。灰潮土土柱中,在87h左右检测到As（Ⅲ）和As（V）,褐土土柱中,分别在68h和81h左右检测到As（Ⅲ）和As（V）,红壤土柱淋溶液在35h左右检测到As（Ⅲ）。5.淋洗结束后,检测土壤柱剖面中ROX及降解产物的分布,发现不同土壤类型及不同深度ROX及降解产物分布不同。灰潮土土柱中ROX浓度随深度的增加而增加；褐土和红壤中ROX浓度均随深度增加而降低。三种类型土柱中均检测到As（Ⅴ）、As（Ⅲ）和二甲基胂（DMA）。灰潮土和褐土两种土柱中As（V）浓度随深度增加先升高后降低；As（Ⅲ）浓度随深度的增加而增加。灰潮土在20～30cm段检测到DMA,褐土在15-30cm段检测到DMA。红壤中,As（V）主要集中在0～5cm处,是25-30cm处浓度的2.70倍。红壤中As（Ⅲ）浓度变化趋势和另两种土壤相似,浓度随深度先升高后降低,在15-30cm土壤段检测到DMA。6.对剖面土壤砷形态分级分析可知,ROX淋洗后,显着增加土壤柱中铁锰氧化物结合态和残留态砷,褐土土柱中交换态含量上升,和对照相比有显着性差异,说明ROX经土柱淋洗后可能会提高土壤中砷的有效态含量。
闫丽岗[6]（2009）在《汞在土壤—植物中的分布、累积以及相关性研究》文中研究表明重金属汞污染主要来源于煤化工、钢铁冶炼、电力等生产过程产生的废水以及排放的废气。当植物-土壤长期处于污染区,就会造成土壤和植物的汞污染。植物既可以吸收土壤中的各种形态汞,也可以吸收大气中的单质汞。结果不仅可以造成植物死亡甚至可以通过生物累积、传递效应对人类健康造成危害。本论文以原子荧光光谱分析技术为检测手段,系统研究了植物-土壤中痕量汞的分布特征、累积程度以及土壤中汞的形态与植物之间的相关性研究,并对太原市植物汞污染程度进行了初步的评价。主要研究内容概括如下:（1）采用氢化物发生-原子荧光光谱法（HG-AFS）作为检测手段,系统地比较了三种样品前处理方法,确定了最佳的实验条件和仪器参数,并将其应用于植物中痕量汞的分析。（2）对同一地点不同灌木中的痕量汞进行分析,并对比分析了不同灌木中痕量汞的分布特征、累积程度和成因,为城市汞污染防治提供依据。（3）对太原市不同区域植物中痕量汞的含量进行初步研究,试图通过实验数据,了解太原市汞的污染状况。并结合区域的城市功能、主导风向及其周围的地理环境等因素,对比不同地区植物中汞的含量,找出其分布规律。（4）以原子荧光光谱法（HG-AFS）作为检测手段,对土壤中不同形态汞的含量进行分析,通过SPSS软件进行多元回归和相关性分析,了解土壤中各种形态汞的相关性和生物活性。
鲁洪娟,倪吾钟,叶正钱,杨肖娥[7]（2007）在《土壤中汞的存在形态及过量汞对生物的不良影响》文中研究说明随着汞在工业、农业、医药等方面的广泛应用,由汞及其化合物所造成的环境污染问题日益严重,汞对环境和人类带来的危害愈来愈引起普遍的关注。本文着重介绍汞在自然环境和土壤中的各种存在形态,阐述不同形态汞对植物进而对人类健康的危害,以及汞不同形态情况下人体的中毒症状和中毒机理,并对减少汞污染的治理提出一定的建议。
成绍鑫[8]（2007）在《修复土壤,腐植酸能做些什么》文中提出我国土壤污染形势严峻,已成为农产品安全和农业可持续发展的一大障碍。“十一五”期间已将防治土壤污染列入重要议事日程,“全国土壤污染状况调查和防治项目”业已启动,2006年11月《农产品质量安全法》也开始实施。腐植酸学术界及行业又面临新的机遇和挑战。介绍了我国土壤污染的现状及其治理技术,阐述了腐植酸类物质（HS）修复污染土壤的研究进展、存在问题及应用的可行性,并对今后的研究开发及应用方向提出若干建议。
成绍鑫[9]（2006）在《防治土壤污染,腐植酸能做些什么?》文中认为我国土壤污染形势严峻,已成为农产品安全和农业可持续发展的一大障碍。“十一五”期间已将防治土壤污染列入重要议事日程, “全国土壤污染状况调查和防治项目”业已启动, 《农产品质量安全法》也开始实施。腐植酸学术界及行业又面临新的机遇和挑战。本文介绍了我国土壤污染的现状及其治理技术,阐述了腐植酸类物质（HS）修复污染土壤的研究进展、存在问题及应用的可行性,并对今后的研究开发及应用方向提出若干建议。
王亚平,裴韬,许春雪,陈德兴[10]（2004）在《北京五环线两个土壤包气带中Hg和As累积层位的研究与分析——警惕北京地下的“化学定时炸弹”》文中研究说明通过对不同深度土壤中Hg和As含量的测试、污染状况的分析与调查,了解Hg和As元素在不同深度土壤中的累积层位、垂直迁移过程,进而探索Hg和As元素的转移可能对环境造成的潜在危害（即形成“化学定时炸弹”的可能性）。对北京东南郊南苑土壤钻孔剖面研究发现,在深度为13.66-16.00m之间的土壤层,pH剧烈变化,As元素含量明显增高,初步判断该层位是污染物的主要累积层位。
二、北京五环线两个土壤包气带中Hg和As累积层位的研究与分析——警惕北京地下的“化学定时炸弹”（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、北京五环线两个土壤包气带中Hg和As累积层位的研究与分析——警惕北京地下的“化学定时炸弹”（论文提纲范文）
（1）中国农田土壤中抗生素抗性基因分布及典型污染物浓度特征、对其影响与风险评估（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 抗生素抗性基因概述 |
| 1.2.1 抗生素抗性基因的来源与种类 |
| 1.2.2 抗生素抗性基因的转移与传播 |
| 1.2.3 抗生素抗性基因的健康风险 |
| 1.2.4 国内外土壤抗生素抗性基因的污染状况与研究进展 |
| 1.3 其他典型污染物概述 |
| 1.3.1 土壤汞的污染状况、研究进展与健康风险 |
| 1.3.2 土壤砷的污染状况、研究进展与健康风险 |
| 1.3.3 多溴联苯醚的污染状况、研究进展与健康风险 |
| 1.4 典型污染物对抗生素抗性基因传播扩散的影响 |
| 1.4.1 重金属对抗生素抗性基因的影响 |
| 1.4.2 持久性有机物对抗生素抗性基因的影响 |
| 1.5 研究技术与路线 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 农田土壤中抗生素抗性基因的分布特征 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 土壤理化性质的测定 |
| 2.2.3 土壤样品的DNA提取与纯化 |
| 2.2.4 聚合酶链式反应方法的建立与优化 |
| 2.2.5 实时荧光定量PCR |
| 2.2.6 抗生素抗性基因丰度计算方法 |
| 2.2.7 统计分析 |
| 2.3 研究结果 |
| 2.3.1 农田土壤中磺胺素和四环素抗性基因的丰度 |
| 2.3.2 农田土壤中磺胺素和四环素抗性基因的分布特征与来源解析 |
| 2.3.3 影响农田土壤中磺胺素和四环素抗性基因的环境因素 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 农田土壤中汞的浓度特征、对抗性基因的影响与风险评估 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 样品的提取与检测分析 |
| 3.2.3 土壤理化性质及其他重金属的测定 |
| 3.2.4 质量保证与质量控制 |
| 3.2.5 储存量计算 |
| 3.2.6 生态风险与人体健康风险评估 |
| 3.2.7 统计分析 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 农田土壤中汞的浓度水平 |
| 3.3.2 农田土壤中汞的水平分布与垂直分布特征 |
| 3.3.3 农田土壤中汞的来源解析 |
| 3.3.4 农田土壤中汞的积累趋势 |
| 3.3.5 影响农田土壤中汞分布的环境因素 |
| 3.3.6 农田土壤中汞对抗生素抗性基因的影响 |
| 3.3.7 农田土壤中汞的潜在生态风险及人体健康风险评估 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 农田土壤中砷的浓度特征、对抗性基因的影响与风险评估 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集与前处理 |
| 4.2.2 样品的检测分析 |
| 4.2.3 质量保证和质量控制 |
| 4.2.4 生态风险与人体健康风险评估 |
| 4.2.5 统计分析 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.3.1 农田土壤中砷的浓度水平 |
| 4.3.2 农田土壤中砷的水平分布与垂直分布特征 |
| 4.3.3 农田土壤中砷的来源解析 |
| 4.3.4 农田土壤中砷的积累趋势 |
| 4.3.5 影响农田土壤中砷分布的环境因素 |
| 4.3.6 农田土壤中砷对抗生素抗性基因的影响 |
| 4.3.7 农田土壤中砷的潜在生态风险及人体健康风险评估 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 农田环境中PBDEs的浓度特征、对抗性基因的影响与风险评估 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 样品采集 |
| 5.2.2 理化性质的测定 |
| 5.2.3 样品的前处理与检测分析 |
| 5.2.4 质量保证与质量控制 |
| 5.2.5 人体健康风险评估 |
| 5.2.6 统计分析 |
| 5.3 研究结果 |
| 5.3.1 农田土壤中PBDEs的浓度水平及分布特征 |
| 5.3.2 农田土壤中PBDEs的来源解析及影响因素 |
| 5.3.3 农田周边树皮中PBDEs的浓度水平及分布特征 |
| 5.3.4 农田周边树皮中PBDEs的来源解析及影响因素 |
| 5.3.5 农田大气中PBDEs的预测浓度与分布特征 |
| 5.3.6 农田环境PBDEs的土-气交换特征 |
| 5.3.7 农田土壤中PBDEs对抗生素抗性基因的影响 |
| 5.3.8 农田土壤和大气中PBDEs的人体健康风险评估 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 主要结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 研究创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间研究成果 |
（2）污染土壤汞的非生物甲基化及对土壤微生物群落的影响研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题的背景、目的和研究意义 |
| 1.2 国内外相关研究进展 |
| 1.2.1 土壤中汞和甲基汞的污染及危害 |
| 1.2.2 汞在土壤中的存在形态 |
| 1.2.3 汞和甲基汞在土壤中的吸附解吸特性 |
| 1.2.4 汞在土壤中的迁移 |
| 1.2.5 汞在土壤中的转化 |
| 1.2.6 微生物群落研究方法 |
| 1.2.7 土壤中重金属对微生物群落的影响 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 论文创新点 |
| 1.5 论文技术路线 |
| 2 汞污染区域现状及土壤生态风险评价 |
| 2.1 供试土壤 |
| 2.1.1 样品采集与预处理 |
| 2.1.2 土壤基本理化性质测定 |
| 2.2 土壤总汞和甲基汞测定方法 |
| 2.2.1 土壤总汞测定 |
| 2.2.2 土壤甲基汞提取及测定方法 |
| 2.3 质量控制与数据处理 |
| 2.4 背景土壤理化性质表征 |
| 2.5 研究区域汞和甲基汞污染状况 |
| 2.6 土壤中汞和甲基汞的生态风险评价 |
| 2.7 本章小结 |
| 3 土壤中汞的吸附解吸及迁移特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 等温吸附解吸 |
| 3.2.2 汞在土壤中的吸附解吸动力学 |
| 3.2.3 汞在土壤中的迁移 |
| 3.3 汞在土壤中的吸附解吸特征 |
| 3.3.1 等温吸附解吸 |
| 3.3.2 吸附动力学 |
| 3.4 汞在土壤中的迁移特征分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 重金属汞的非生物甲基化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 甲基供体筛选实验 |
| 4.2.2 汞初始浓度的影响实验 |
| 4.2.3 甲基供体浓度的影响实验 |
| 4.2.4 pH的影响实验 |
| 4.2.5 温度的影响实验 |
| 4.2.6 反应时间的影响实验 |
| 4.2.7 土壤和光照的影响实验 |
| 4.2.8 非生物甲基化条件筛选 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 甲基供体筛选 |
| 4.3.2 汞初始浓度对甲基化过程的影响 |
| 4.3.3 甲基供体浓度对甲基化过程的影响 |
| 4.3.4 pH对甲基化过程的影响 |
| 4.3.5 温度对非生物甲基化的影响 |
| 4.3.6 非生物甲基化影响条件分析 |
| 4.3.7 反应时间对非生物甲基化的影响 |
| 4.3.8 土壤和光照环境对非生物甲基化的影响 |
| 4.4 非生物甲基化机理分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 汞和甲基汞对土壤微生物群落的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤染毒和培养 |
| 5.2.2 土壤微生物DNA提取和测试 |
| 5.3 土壤微生物DNA测序统计学分析 |
| 5.4 汞和甲基汞对微生物群落的影响 |
| 5.4.1 汞和甲基汞输入土壤对微生物群落多样性影响 |
| 5.4.2 汞和甲基汞浓度对土壤微生物群落组成的影响 |
| 5.4.3 培养时间对土壤微生物群落组成的影响 |
| 5.5 汞和甲基汞污染过程中微生物群落差异分析 |
| 5.6 汞和甲基汞污染条件下土壤特征微生物分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A. 作者在攻读博士学位期间取得的学术成果目录 |
| B. 作者在攻读博士学位期间参与的科研项目 |
（3）煤基腐植酸对土壤砷的活性及作物生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 第一章 前言 |
| 1 砷 |
| 1.1 土壤砷污染 |
| 1.2 土壤环境中的砷与植物 |
| 1.3 砷与人类健康 |
| 2 腐殖酸 |
| 2.1 腐殖酸结构与性质 |
| 2.2 腐殖酸对土壤环境中金属存在状态的影响 |
| 2.3 腐殖酸与土壤环境中金属的作用机制 |
| 2.4 腐殖酸与植物 |
| 2.5 腐殖酸与土壤 |
| 2.6 腐殖酸的应用现状 |
| 3 土壤砷污染的修复 |
| 3.1 农业工程措施修复 |
| 3.2 物理化学修复 |
| 3.3 生物修复 |
| 4 腐殖酸在砷污染土壤修复中的应用 |
| 4.1 腐殖酸修复的应用现状 |
| 4.2 影响腐殖酸修复污染土壤的因素 |
| 5 国内外研究进展 |
| 5.1 国内研究进展 |
| 5.2 国外研究进展 |
| 6 研究目的与意义 |
| 7 研究内容与技术路线 |
| 7.1 吸附和解吸试验 |
| 7.2 淋洗试验 |
| 7.3 盆栽试验 |
| 7.4 技术路线 |
| 第二章 不同煤基腐殖酸对土壤砷吸附-解吸能力的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验设计与实施 |
| 2.2 测定项目与方法 |
| 2.3 主要仪器与设备 |
| 2.4 计算方法 |
| 2.5 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同煤基腐殖酸土壤体系对砷的吸附及其langmuir和Freundich方程拟合性比较 |
| 3.2 不同煤基腐殖酸对土壤砷吸附率的影响及其与煤基腐殖酸部分性质的关系 |
| 3.3 不同煤基腐殖酸对土壤砷解吸的影响 |
| 3.4 不同煤基腐殖酸对土壤砷最大缓冲容量(MBC)的影响 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.2 结论 |
| 第三章 不同煤基腐殖酸对土壤中砷迁移性的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验设计与实施 |
| 2.2 主要仪器与设备 |
| 2.3 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同煤基腐殖酸对不同土柱高度第一次淋洗液(去离子水)中砷浓度的影响 |
| 3.2 不同煤基腐殖酸对不同土柱高度第二次淋洗液(10%KCl)中砷浓度的影响 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.2 结论 |
| 第四章 不同煤基腐殖酸对土壤砷的生物有效性和玉米、小白菜苗期生长及砷吸收分布的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验设计与实施 |
| 2.2 测定项目与方法 |
| 2.3 主要仪器与设备 |
| 2.4 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同煤基腐殖酸对盆栽土壤有效态砷含量的影响 |
| 3.2 不同煤基腐殖酸对土壤砷形态分布的影响 |
| 3.3 不同煤基腐殖酸对盆栽土壤有机质的影响 |
| 3.4 不同煤基腐殖酸对盆栽土壤养分的影响 |
| 3.5 不同煤基腐殖酸对玉米和小白菜根、叶中砷含量及总量的影响 |
| 3.6 不同煤基腐殖酸对玉米和小白菜生长的影响 |
| 3.7 不同煤基腐殖酸对玉米和小白菜抗性生理指标的影响 |
| 3.8 不同煤基腐殖酸对玉米和小白菜叶片叶绿素含量的影响 |
| 3.9 不同煤基腐殖酸对玉米和小白菜养分含量的影响 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.2 结论 |
| 第五章 结论 |
| 1 结论 |
| 1.1 腐殖酸对土壤中砷吸附-解吸的影响 |
| 1.2 腐殖酸对土壤中砷淋洗的影响 |
| 1.3 腐殖酸对盆栽土壤及玉米、小白菜的影响 |
| 2 创新点 |
| 3 不足之处 |
| 参考文献 |
| Abstract |
| 攻读博士学位期间科研与发表论文情况 |
| 致谢 |
（4）超声波活化风化煤对土壤中Hg形态及土壤酶活性的影响研究（论文提纲范文）
| 英文缩略表 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 土壤重金属汞污染研究进展 |
| 1.1.1 土壤中汞污染物的来源 |
| 1.1.2 国内外汞污染现状 |
| 1.1.3 土壤中汞的形态及其迁移转化机理 |
| 1.1.4 汞污染的毒性 |
| 1.1.5 土壤汞污染修复技术 |
| 1.2 风化煤腐植酸 |
| 1.2.1 风化煤腐植酸的基本性质与结构 |
| 1.2.2 风化煤提取腐植酸的方法 |
| 1.2.3 腐植酸与土壤中重金属离子的作用机理 |
| 1.2.4 腐植酸与土壤中重金属相互作用的影响因素 |
| 1.2.5 风化煤腐植酸对土壤的改良作用 |
| 1.3 本研究的目的和意义 |
| 1.4 本研究的内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 超声波对风化煤腐植酸活化的影响研究 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 试验方案 |
| 2.1.3 测定方法 |
| 2.2 活化风化煤对土壤中汞形态及土壤酶活性的影响研究 |
| 2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2 试验方案 |
| 2.2.3 测定方法 |
| 2.3 数据统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 超声波对风化煤中腐植酸的影响 |
| 3.1.1 处理时间 15min，不同处理功率、不同水煤比对风化煤腐植酸的影响 |
| 3.1.2 处理时间 20min，不同处理功率、不同水煤比对风化煤腐植酸的影响 |
| 3.1.3 处理时间 30min，不同处理功率、不同水煤比对风化煤腐植酸的影响 |
| 3.1.4 处理时间 40min，不同处理功率、不同水煤比对风化煤腐植酸的影响 |
| 3.2 汞污染条件下，活化风化煤对土壤中汞形态及含量的影响 |
| 3.2.1 汞污染条件下，活化风化煤对土壤中汞形态的影响 |
| 3.2.2 汞污染条件下，活化风化煤对土壤和小白菜植株中汞含量的影响 |
| 3.3 汞污染条件下，活化风化煤作用下汞对土壤酶活性的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 超声波对风化煤腐植酸活性的影响 |
| 4.2 汞污染条件下，活化风化煤对土壤中汞形态及汞全量的影响 |
| 4.3 汞污染条件下，活化风化煤对土壤酶活性的影响 |
| 5 结论 |
| 5.1 超声波对风化煤腐植酸活性的研究试验 |
| 5.2 活化风化煤对土壤中汞形态、含量和土壤酶活性的影响研究试验 |
| 6 本研究创新之处与研究不足 |
| 7 参考文献 |
| 8 致谢 |
| 9 攻读学位期间发表论文情况 |
（5）洛克沙胂在土壤中的环境行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1 土壤中的砷的来源及其环境危害 |
| 1.1 土壤中砷的来源 |
| 1.1.1 大气沉降 |
| 1.1.2 污水和污泥 |
| 1.1.3 兽药、农药和化肥 |
| 1.2 土壤中砷的存在形式及影响因素 |
| 1.2.1 土壤中砷的主要存在形式 |
| 1.2.2 土壤环境对砷存在形式的影响 |
| 1.3 砷对土壤环境的危害 |
| 1.3.1 砷对农作物的危害 |
| 1.3.2 砷对土壤微生物的危害 |
| 1.3.3 砷对水环境的潜在危险 |
| 2 洛克沙胂在土壤中的环境行为 |
| 2.1 ROX的生态毒性 |
| 2.2 ROX在土壤中的迁移转化 |
| 2.2.1 ROX在土壤中的吸附 |
| 2.2.2 ROX在土壤中的降解转化 |
| 2.3 ROX的检测方法 |
| 第二章 研究背景、研究内容与意义 |
| 1.1 研究的背景和意义 |
| 1.2 研究目的 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 第三章 武汉市典型设施菜地土壤和蔬菜砷污染调查及居民健康风险评价 |
| 1 前言 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 样品采集及处理 |
| 2.1.1 土壤样品采集与预处理方法 |
| 2.1.2 蔬菜样品采集与处理 |
| 2.2 化学分析方法 |
| 2.3 评价方法 |
| 2.3.1 设施菜地土壤砷污染评价 |
| 2.3.2 设施菜地蔬菜砷污染评价方法 |
| 2.3.3 居民健康风险评价 |
| 2.4 数据处理及统计分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 表层土壤中砷含量分布及污染评价 |
| 3.2 剖面土壤中砷含量分布 |
| 3.3 武汉市设施菜地蔬菜砷污染评价 |
| 3.4 居民健康风险评价 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第四章 不同土壤理化性质对洛克沙胂(ROX)吸附的影响 |
| 1 前言 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.2 ROX在土壤中的吸附和解吸实验 |
| 2.3 土壤粒径、土壤有机质、磷含量和溶液pH对ROX吸附的影响实验 |
| 2.4 化学分析方法 |
| 2.5 数据统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 ROX在土壤中吸附动力学 |
| 3.2 土壤吸附ROX的解吸动力学 |
| 3.3 ROX土壤上的等温吸附 |
| 3.4 土壤粒径对ROX在土壤中吸附的影响 |
| 3.5 pH对土壤吸附ROX的影响 |
| 3.6 土壤中有机质对ROX等温吸附的影响 |
| 3.7 外加磷源对ROX吸附的影响 |
| 4. 讨论 |
| 5. 结论 |
| 第五章 洛克沙胂(ROX)在土柱中淋溶、分布和降解研究 |
| 1. 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 土柱的制备 |
| 2.2.2 土柱淋溶试验 |
| 2.3 化学测定项目及分析方法 |
| 2.3.1 ROX及降解产物分析方法 |
| 2.3.1.1 As(Ⅲ)、DMA、MMA和As(Ⅴ)的LC-HG-AFS检测方法 |
| 2.3.1.2 LC-HG-AFS标准曲线和线性范围 |
| 2.3.1.3 As(Ⅲ)、DMA、MMA和As(Ⅴ)土壤回收率 |
| 2.3.2 土柱剖面中砷形态化学分级测定 |
| 2.4 数据统计分析方法 |
| 3. 结果与分析 |
| 3.1 ROX在土柱中的淋溶曲线 |
| 3.3 降解产物在土柱中的淋溶曲线 |
| 3.4 ROX在土柱中的分布 |
| 3.5 降解产物在土柱中的分布 |
| 3.6 土柱剖面中砷形态分级 |
| 4. 讨论 |
| 5. 结论 |
| 第6章 全文总结与展望 |
| 6.1 实验总结 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）汞在土壤—植物中的分布、累积以及相关性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 综述 |
| 1.1 植物中重金属-汞污染的研究意义 |
| 1.2 植物中重金属-汞的环境化学行为研究进展 |
| 1.2.1 汞的理化性质及环境分布 |
| 1.2.2 植物对汞的吸收、累积和分布 |
| 1.2.3 重金属-汞对植物的污染特点 |
| 1.3 汞在土壤-植物系统中的分布及相关性研究 |
| 1.3.1 土壤中汞的形态 |
| 1.3.2 土壤中汞的生物有效性 |
| 1.4 植物中汞形态分析的研究现状 |
| 1.4.1 分光光度法在汞形态分析中的应用 |
| 1.4.2 原子光谱分析法在汞形态分析中的应用 |
| 1.4.3 色谱分析法在汞形态分析中的应用 |
| 1.4.4 电感耦合等离子体质谱法在汞形态分析中的应用 |
| 1.4.5 其他分析方法在汞形态分析中的应用 |
| 1.5 本论文的主要研究内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 氢化物发生-原子荧光光谱法测定植物中的总汞研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 主要仪器及试剂 |
| 2.1.2 样品前处理 |
| 2.1.3 标准系列制备 |
| 2.1.4 测定 |
| 2.2 结果讨论 |
| 2.2.1 仪器工作条件选择 |
| 2.2.2 反应介质的选择 |
| 2.2.3 消解方法对测定结果的影响 |
| 2.2.4 标准曲线线性范围及回归方程 |
| 2.2.5 方法检出限 |
| 2.2.6 加标回收率及精密度试验 |
| 2.3 小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 灌木对汞的吸收与累积性研究 |
| 3.1 主要仪器及试剂 |
| 3.2 实验材料和样品前处理 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 样品前处理 |
| 3.3 标准系列制备 |
| 3.4 测定 |
| 3.5 灌木灰分基汞含量的测定 |
| 3.6 测定结果与分析 |
| 3.7 小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 植物对土壤中各形态汞的有效性研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 主要仪器与试剂 |
| 4.1.2 仪器工作条件 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 样品的采集处理与测定方法 |
| 4.2.2 标准曲线的绘制 |
| 4.2.3 植物中汞全量分析 |
| 4.2.4 土壤中不同形态汞的测定 |
| 4.2.5 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 土壤中各形态汞的含量分析 |
| 4.3.2 柳树茎叶汞含量与土壤中各形态汞之间的关系 |
| 4.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 太原市木本植物柳树中汞的污染状况及成因研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验仪器与试剂 |
| 5.1.2 仪器工作参数 |
| 5.1.3 实验样品采集方法 |
| 5.1.4 样品的处理与测定方法 |
| 5.1.5 样品中汞含量的计算方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 植物中的Hg含量分析 |
| 5.2.2 植物中Hg污染原因 |
| 5.3 结论 |
| 参考文献 |
| 第六章 总结 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（7）土壤中汞的存在形态及过量汞对生物的不良影响（论文提纲范文）
| 1 土壤中汞的存在形态 |
| 2 汞对生物的不良影响及其作用机理 |
| 3 汞中毒的预防 |
| 4 结论与展望 |
（8）修复土壤,腐植酸能做些什么（论文提纲范文）
| 1 土壤污染现状:形势严峻 |
| 2 防治土壤污染:任重道远 |
| 3 腐植酸用于污染土壤修复:机遇与挑战 |
| 3.1 研究进展 |
| 3.1.1 HA对土壤中重金属存在形态的影响 |
| 3.1.2 HA对土壤中有机污染物的作用特征 |
| 3.1.3 谜团与规律 |
| 3.2 研究与应用方向 |
四、北京五环线两个土壤包气带中Hg和As累积层位的研究与分析——警惕北京地下的“化学定时炸弹”（论文参考文献）
- [1]中国农田土壤中抗生素抗性基因分布及典型污染物浓度特征、对其影响与风险评估[D]. 周雨婷. 浙江大学, 2020(01)
- [2]污染土壤汞的非生物甲基化及对土壤微生物群落的影响研究[D]. 王磊. 重庆大学, 2017(12)
- [3]煤基腐植酸对土壤砷的活性及作物生长的影响[D]. 郭凌. 山西农业大学, 2016(01)
- [4]超声波活化风化煤对土壤中Hg形态及土壤酶活性的影响研究[D]. 李家家. 山东农业大学, 2014(12)
- [5]洛克沙胂在土壤中的环境行为研究[D]. 冯翰林. 华中农业大学, 2011(05)
- [6]汞在土壤—植物中的分布、累积以及相关性研究[D]. 闫丽岗. 山西大学, 2009(S1)
- [7]土壤中汞的存在形态及过量汞对生物的不良影响[J]. 鲁洪娟,倪吾钟,叶正钱,杨肖娥. 土壤通报, 2007(03)
- [8]修复土壤,腐植酸能做些什么[J]. 成绍鑫. 腐植酸, 2007(01)
- [9]防治土壤污染,腐植酸能做些什么?[A]. 成绍鑫. 第六届全国绿色环保肥料新技术、新产品交流会论文集, 2006
- [10]北京五环线两个土壤包气带中Hg和As累积层位的研究与分析——警惕北京地下的“化学定时炸弹”[J]. 王亚平,裴韬,许春雪,陈德兴. 沉积学报, 2004(S1)