一、红壤中微量元素锌在酸雨淋溶下的释放特征研究（论文文献综述）
王芳婷[1]（2021）在《珠江三角洲平原海陆交互背景下土壤中镉的迁移转化规律研究》文中研究指明镉,稀有金属元素,化学符号Cd,原子序数48,是作为副产品从锌矿石或硫镉矿中提炼出来的,大多用来保护其他金属免受腐蚀和锈损,也可用作制造一种叫做镉黄的亮黄色颜料。镉是一种致癌物,可通过食物链在人体中积累,严重危害人体健康。土壤中重金属镉的过量输入以其毒性、持久性和生物富集性受到了全世界的广泛关注。海陆交互作用下土壤环境中的pH、Eh、有机质和水动力条件等因素相对陆相沉积环境均有显着差异,要防治和减轻海陆交互背景下土壤重金属Cd的危害,急需对不同沉积环境下土壤Cd迁移转化机理进行研究。本文选取珠江三角洲南沙区陆相和海相沉积环境土壤作为研究对象,在综合分析已有资料和研究成果的基础上,通过水文地质调查、土壤/沉积物样品的采集和测试,分析重金属镉在土壤/沉积物与地下水环境中的分布规律,评价土壤镉的污染程度和生态风险,研究影响研究区土壤镉全量和形态分布的因素;分别以陆相和海相沉积土壤为研究对象,通过室内静态吸附实验研究两种不同沉积环境的土壤对镉吸附规律的区别,并探讨了溶液初始浓度、时间及pH等因素对吸附的影响;通过室内土柱实验,研究镉在陆相和海相沉积土壤中的吸附和迁移规律;最后以野外场地为例,探究野外试验场海陆交互作用土壤对于重金属镉的吸附特征及其影响因素。本文主要的研究内容和结果概述如下:1.通过野外调查与现场采样,分析南沙区的海陆交互作用土壤/沉积物中重金属镉污染特征,揭示海陆交互作用沉积物大多存在极高潜在环境风险。共在研究区内设置350个表层土壤样采样点和6个钻孔采样点,共取得了404个土壤/沉积物样品,最深土壤/沉积物取样深度为34.2m。发现:南沙核心区表层土壤多为酸性土,pH中值为5.44,镉含量为0.01-2.68mg/kg,均值和中值分别为0.54 mg/kg和0.57 mg/kg,浓度超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB15618-2018）风险筛查值—0.3 mg/kg。根据风险评估编码法（RAC）可知,南沙区河流沉积物目前均为弱碱性至碱性,镉的生态风险为高风险极高风险。海相沉积物Cd平均含量为0.36mg/kg,陆相沉积物中Cd含量显着低于海相沉积物,Cd平均含量为0.10 mg/kg,两种沉积物中Cd含量的显着差异,反映了研究区地理地质背景影响着Cd富集规律。然而不同深度的海相沉积物中Cd含量也有较大差异,反映了地理地质背景的影响具有局限性。调查的65%以上地区的表层土壤地质累积指数（Igeo）在23范围内,达到中度-重度污染,局部达到重度-极度污染,呈现高风险的（160≤Er<320）占52%以上,而危险（Er≥320）超过36%,主要分布在横沥、万顷沙、新垦等镇。钻孔剖面沉积物中酸可提取态均值为56.3%,风险评估编码法（RAC）显示沉积物大多存在极高潜在环境风险。Cd全量对土壤Cd的形态分布具有很大的影响,土壤基本理化性质与Cd总量整体上相关性不显着,但对Cd形态的影响显着。2.通过静态吸附实验,揭示了海相沉积环境土壤对Cd2+的吸附能力更强,但陆相沉积环境土壤对镉的饱和吸附量比海相沉积环境土壤大。在室内开展静态吸附实验,从等温吸附方程和动力学吸附方程拟合两个方面研究土壤对镉的吸附行为,同时探讨了溶液初始浓度、吸附时间和pH值对两类土壤中镉吸附行为的影响,发现:陆相沉积物为土黄色粉质粘土,黏粒占比为35%,土壤呈弱酸性,土壤Cd含量为0.52mg/kg;海相沉积物为灰褐色淤泥质砂,土壤呈碱性,土壤Cd含量为0.48mg/kg。两种沉积环境土壤镉含量均显着高于广东省（0.056mg/kg）和珠江三角洲背景值（0.11mg/kg）。两种土壤对重金属镉的等温吸附特征均可用Henry吸附等温模型、Langmuir吸附等温模型和Freundlich吸附等温模型进行描述,Freundlich方程拟合性更优。海相沉积环境和陆相沉积环境土壤对镉的等温吸附常数KF分别为558.21和363.04。陆相沉积环境土壤粘粒含量高,陆相沉积环境和海相沉积环境土壤对镉的饱和吸附量分别为2419.83mg/kg和2228.25mg/kg。pH值可能影响土壤镉吸附机理。在水土比为5.5:1,Cd2+浓度为100mg/L的溶液中,当反应时间t趋近于无穷大时,两种土壤的饱和吸附量Sm整体上均随着溶液pH值的增加而增大3.通过土柱实验,揭示了外源输入土柱中的镉主要富集在土壤表层,但表层土壤中Cd含量并不是由土壤的吸附能力决定的。室内开展不同浓度镉溶液在海陆交互作用饱和土壤中的吸附实验和受镉污染土壤在淋溶过程中镉的垂向迁移实验,研究镉在海相和陆相沉积土壤中的迁移规律。发现:土柱中渗流的水的流量起初较大,当溶液在土体内部渗流的阻力和动力基本平衡时达到基本匀速的渗流状态。装填陆相沉积环境中的粉质粘土的土柱最终稳定的渗流速度为23kg/m2/d,装填海相沉积环境中的淤泥质砂的土柱最终稳定的渗流速度均值为44kg/m2/d。吸附实验后,外源输入的镉主要富集在06cm的上层,随着淋入液中Cd2+的不断输入,土壤中的镉发生了垂向迁移。表层土壤中Cd含量并不是由吸附能力决定的,外源污染物进入土壤后的累积过程还要受土壤环境地球化学背景与迁移转化过程的影响和制约,如污染物的输入与输出、吸附与解吸、固定与溶解、累积与降解等等,这些过程都处于动态变化中。当05cm表层土壤添加60（?）g/g Cd2+,经过持续淋溶后,土柱淋洗液中Cd2+浓度普遍较低,不同土柱中每次淋出Cd含量及累积淋出Cd的含量也很低,当pH为3.5时,镉更容易由表层污染土壤迁移至510cm土壤。淋溶实验结束后,Cd主要是靠静电引力被吸附在土壤胶体表面的,各土柱土壤中主要存在形式为离子交换态,碳酸盐结合态占比也较高,残渣态和强有机结合态含量极少。4.通过野外试验场案例,验证了土壤沉积环境类型和pH值是影响土壤/沉积物中Cd元素纵向迁移转化的主要因素,揭示了海陆交互作用沉积物中Cd元素迁移转化规律。在研究区共选取18个深层土壤采样点（共90组土壤样品）进行分析,掌握南沙区海陆交互作用下影响镉迁移转化的因素,研究其循环规律。发现:表层陆相沉积环境耕作层土壤中有88.89%土壤pH≤7.5,有88.89%土壤Cd含量≥0.3mg/kg,大多超过了《土壤环境质量标准》中农用地土壤Cd污染风险筛选值。90140cm和140200cm深度土壤主要属于海相沉积环境,土壤Cd含量均小于0.6mg/kg,分别有77.78%和83.33%的土壤pH＞7.5,大多低于《土壤环境质量标准》中农用地土壤Cd污染风险筛选值。南沙区由浅至深5层土壤中水溶态Cd均值与pH均值呈显着性负相关（P<0.01）,相关系数为﹣0.93,弱酸提取态Cd均值与pH均值呈显着性正相关（P<0.01）,相关系数为0.92,也就是说,随着土壤埋深增加,土壤pH逐渐增大,土壤水溶态随pH值的增大逐渐减少,弱酸提取态逐渐增多。陆相沉积物形成的土壤中Cd的迁移随着环境pH的不同也体现不同的迁移能力:当环境为中性和碱性时,Cd2+沉淀为碳酸盐矿物,抑制土壤中Cd的纵向迁移;如果土壤环境为弱酸性,土壤对Cd的吸附量有限;只有在酸性环境中,Cd2+能被有效的解吸,pH值越低,吸附过程可逆性越高,Cd2+较难被吸附在土壤颗粒表面,会增加Cd在纵向上的迁移量及迁移深度,使得Cd更容易进入深层土壤进而污染下部的潜水含水层。
桑丽[2]（2021）在《鼠李糖脂改性纳米零价铁对镍污染土壤修复及机理研究》文中认为重金属Ni是必不可少的微量营养素之一,当Ni超过一定限制浓度时就会表现出毒害作用,长期摄入或暴露在Ni超标环境中会导致心脏、大脑、肺、肝或肾的退化。考虑到Ni污染的严重威胁和其高累积率特征,从土壤可持续利用的基点出发,迫切需要高效可行的土壤修复技术。本文选用鼠李糖脂（RL）作为稳定剂制备了改性纳米零价铁（RL@nZVI）,考察了 RL@nZVI修复不同Ni污染水平土壤的广适性,并拟合动力学方程和颗粒内扩散模型解释了吸附过程及反应速率控制步骤,研究了材料对土壤理化性质和微生物群落组成的影响。研究结果将为新型纳米材料RL@nZVI在Ni污染土壤中的应用提供理论依据及技术支持。主要结论如下:（1）SEM和XRD结果表明RL已成功负载在纳米零价铁表面,并证实RL的修饰能显着提高纳米颗粒的分散性并有效防止其过度氧化;根据FT-IR结果推断RL和nZVI之间通过羧基基团与nZVI的单齿螯合配位或与颗粒表面Fe-O形成氢键作用相结合;BET结果显示RL@nZVI 比表面积达20.8724 m2/g,平均孔径较nZVI增加至11.22 nm,对材料的吸附性能具有提升作用。（2）单因素实验结果表明RL的最佳负载量为0.2%（w/v）,RL@nZVI的最佳投加量为1%（wt）。动力学实验结果表明Ni2+和RL@nZVI的吸附过程符合伪二级动力学方程（R2>0.98）;反应后土壤中Ni2+转化为NiO和Ni（OH）2,RL@nZVI与Ni2+的主要反应机理包括氧化还原、吸附、沉淀/共沉淀作用。（3）毒性浸出实验（TCLP）结果表明,经RL@nZVI钝化修复28 d后,200、600、1800mg/kg Ni 污染浓度土壤（200Ni、600Ni、1800Ni）的稳定化效率达 30.23%、35.42%及43.68%。连续提取实验（SEP）中,200Ni、600Ni、1800Ni 土壤中可交换态占比分别下降74.43%、89.16%和88.53%,其中200Ni 土壤中可交换形态主要转化为残渣态,与形成镍盐矿物质有关,600Ni和1800Ni 土壤中铁锰氧化态含量显着提高,表明Ni2+与铁氢氧化物发生沉淀作用形成FeONiOH,NiFexOy,Ni2+-FexOyHz等铁镍氧化物;模拟酸雨淋溶实验结果表明经RL@nZVI修复后的土壤潜在径向迁移风险较小。（4）添加材料处理对200Ni、600Ni、1800Ni 土壤中微生物群落多样性和组成存在不同影响。低中浓度污染土壤经RL@nZVI修复后,Alpha多样性指数仍低于空白组,而在高浓度污染水平下,多样性指数显着升高,说明引入外源稳定剂有利于恢复细菌群落的多样性。冗余分析结果显示土壤Eh、TOC和pH是影响细菌结构组成的主要驱动因子。
沈露露[3]（2020）在《老化作用对生物炭内源铜镉释放及稳定性的影响》文中指出生物炭多呈碱性,具有较大的比表面积,对重金属具有较强的吸附能力,被广泛应用于污染土壤修复。但由于生物质原料的不同,使得制备的生物炭内源重金属含量具有显着差异。这些生物炭施用于土壤后,其内源重金属在老化作用下是否会重新释放?具有怎样的潜在环境风险?目前鲜有报道。基于此,本研究以重金属污染区（九牛）和清洁区（红壤）收获的水稻秸秆制备的生物炭为研究对象。通过SEM、XRD和FTIR表征及BCR顺序提取,研究两种生物炭的表面结构和组成及内源重金属的形态分布。另外,通过干湿交替、冻融循环及模拟酸雨对生物炭进行人工加速老化处理,分析老化前后生物炭pH、Cu和Cd的TCLP浸出毒性及化学形态分布的变化,探究人工加速老化条件下,生物炭内源重金属的稳定性。最后,将生物炭以2%、5%和10%比例施入清洁土壤中,将土样进行模拟酸雨老化,探究生物炭在土壤中长期应用的环境风险。主要研究结果如下:1)九牛生物炭中Cu、Cd的总量分别为119.99、3.83 mg/kg,显着高于红壤生物炭（19.50、0.96 mg/kg）。尽管九牛生物炭中酸溶态Cu和酸溶态Cd的含量显着高于红壤生物炭,但形态占比上,九牛生物炭中Cu、Cd主要为相对稳定的可氧化态和残渣态,二者占比分别为80.3%、76.7%,高于红壤生物炭（二者占比分别为53.2%、48.0%）。动力学及累积释放试验表明,两种生物炭中的部分Cu、Cd可在短时间内迅速释放而后逐渐平稳并有上升趋势,修正的Elovich方程可较好的拟合两种生物炭累积释放特征。九牛生物炭Cu、Cd释放量显着高于红壤生物炭。高固液比和低pH可有效增加两种生物炭中Cu、Cd的浸出毒性,其中,九牛生物炭在固液比为1:20和1:60下,浸出液中Cu、Cd浓度均超过GB/T14848—2017《地下水质量标准》中Ⅱ类限值。与中性环境（pH=7）相比,低pH（pH=2）使九牛生物炭增加了 10.1%的Cu释放量及42.9%的Cd释放量,使红壤生物炭增加了 25.1%的Cu释放量及75.0%的Cd释放量。2)老化后两种生物炭碱度显着下降,干湿交替、冻融循环和模拟酸雨老化分别使九牛生物炭pH下降了 0.95、1.31和0.88个单位,使红壤生物炭pH下降了 0.78、0.88和0.41个单位。经冻融循环老化的生物炭pH下降更为明显,可能是由于冻融老化对生物炭表面的氧化程度更为剧烈。除九牛生物炭Cu处理组外,模拟酸雨老化使九牛生物炭TCLP-Cd增加14.6%,使红壤生物炭TCLP-Cu、TCLP-Cd分别增加10.4%、46.4%,干湿和冻融老化的作用不显着,可能是由于模拟酸雨溶液中HNO3-H2SO4的混合氧化使生物炭的微孔壁被腐蚀、表面粗糙程度增加,物质结构被严重破坏,导致生物炭表面重金属被活化。九牛生物炭中Cu、Cd的TCLP浸出毒性显着高于红壤生物炭。3)土壤培养实验表明,10%九牛生物炭处理组在培养期间土壤溶液Cu、Cd浓度显着高于其他处理组,其中Cd浓度变化范围在5.9～39.7 μg·L-1之间,超过了 GB/T 14848—2017《地下水质量标准》中Ⅳ类标准限值（6≤pH≤9,Cd≤0.01 mg/L）。酸雨老化前后,生物炭处理土壤中Cu的形态分布变化不显着,但土壤中不稳定态Cd组分在酸雨的作用下呈现从稳定态向活性态转变的趋势,且九牛处理组土壤中不稳定态Cd含量显着高于红壤处理组,表现出更高的环境风险。图[28]表[7]参[173]
卢陈彬[4]（2020）在《赣南某离子型稀土矿区土壤中锰的赋存形态与释放特性研究》文中研究表明采用高浓度硫酸铵浸矿剂开采离子型稀土,将会改变原矿土壤环境的化学性质,从而诱导伴生重金属元素释放迁移至外部环境。浸矿后,性质恶化的尾矿土壤在遇到酸性降雨时,其所含残余重金属元素极易再次释放,使矿区及周边生态环境安全面临巨大威胁。当前,在离子型稀土矿区环境中已发现严重锰污染,但对于矿区土壤中锰的环境化学过程尚未得到充分认识,相应的锰污染防控措施仍缺乏可参考的理论依据。本文选定赣南某离子型稀土矿区为研究区域,首先通过野外调查实验考察了矿区土水环境中锰的空间分布特征,基于地累积指数法对土壤锰污染水平进行了评价;在此基础上,以矿区土壤中的锰作为研究对象,应用仪器表征手段（XRF、XRD和SEM-EDS）和顺序提取实验对其矿物学特征及化学形态进行了分析,引入潜在迁移指数描述了锰的潜在迁移性;继而开展释放动力学实验、分批释放实验以及模拟浸矿实验研究了稀土开采条件下原矿土壤中锰的释放特性;最后,采用土柱淋溶实验对模拟酸雨（不同酸度）淋溶条件下尾矿土壤中锰的释放特性进行了探究。主要结论如下:⑴矿区内原矿土壤锰含量明显高于尾矿土壤,临近稀土开采点的尾矿土壤锰含量比其它尾矿土壤高;地表水体距离稀土开采点越近,锰浓度越大。原矿土壤与临近稀土开采点的尾矿土壤均处于轻度锰污染水平。⑵锰蔷薇辉石和斜方锰矿为矿区土壤中主要含锰矿物相,另有少量含锰成分以分散形式吸附于高岭石、钾长石等矿物相表面。矿区土壤中锰的化学形态以残渣态和可还原态为主,酸可提取态与可氧化态次之。原矿土壤和临近稀土开采点的尾矿土壤中的锰潜在迁移性较强。⑶硫酸铵浸矿剂作用下,原矿土壤中锰的释放过程包括快速释放（01 h）和慢速释放（1 h后）,Elovich方程具有较好的拟合效果;处理后,可还原态锰占比减少4.24%,残渣态锰占比增加4.19%,而其它两种形态占比几乎不变。随着浸矿剂初始pH值的降低（52）,环境温度的升高（1040°C）,原矿土壤锰释放量显着增大;随着浸矿剂初始浓度的增加（1.54.5%）,原矿土壤锰释放量先几乎不变后显着减小。当原矿土壤浸出液处于NH4+流出阶段且pH值较小时,锰浓度较高,变化较快,而当原矿土壤浸出液处于NH4+平衡阶段且pH值较大时,锰浓度较低,变化较慢;随着土壤深度的不断增加,可还原态锰占比逐渐增加,残渣态锰占比逐渐减小。⑷不同酸度（pH=5.6,4.4,2.5）模拟酸雨淋溶期间,尾矿土壤中锰累积释放量随淋溶天数的增加呈现出逐渐增加的整体趋势。对于pH=5.6和pH=4.4的模拟酸雨淋溶处理组,锰的累积释放过程基本一致,均属于缓慢释放,双常数速率方程和抛物线扩散方程具有较好的拟合效果;而当模拟酸雨pH值降至2.5时,锰的累积释放过程可明显分为快速释放（111 d）和慢速释放（1123 d）,双常数速率方程对快速释放阶段具有较好的拟合效果,慢速释放阶段则可被双常数速率方程、抛物线扩散方程以及Elovich方程较好地描述。随着模拟酸雨pH值的降低,尾矿土壤中可还原态锰占比逐渐减少,残渣态锰占比逐渐增加,酸可提取态锰占比先基本不变后明显减少,而可氧化态锰占比几乎不受影响。
燕超[5]（2020）在《模拟酸雨条件下生物质炭添加对Cu、Zn污染土壤的影响》文中提出酸雨是全世界最严重的环境污染问题之一,各国都遭受其害,尤其是中国,重工业的发展,化工废气、汽车尾气等的排放,使得原本就严重的问题加剧恶化,我国40%以上的国土面积都遭受到酸雨的侵蚀;并且随着冶金、电镀行业的发展,重金属污染也越来越严重,作物减产,危害人类健康和社会环境。酸雨和重金属的协同作用,降低土壤pH和土壤肥力等,因此寻找一种安全、环保和便捷的改土方式具有重要的现实意义。生物质炭具有表面积大、吸附能力强、表面官能团丰富等因素,近年来作为土壤改良剂颇受欢迎。本研究立足于国家林业和草原局长江三角洲森林生态系统定位研究站（镇江句容下蜀林场）,以麻栎林林下土壤为研究对象,采取林下土壤,按照天然土壤属性配置淋溶柱土壤,添加重金属铜、锌,进行室内模拟酸雨淋溶试验,模拟在不同酸度（pH3.5、pH4.5、pH5.6、pH7.0）酸雨和不同生物质炭添加0%添加（CK）、2%生物质炭添加（BC-2）、5%生物质炭添（BC-5）、10%生物质炭添加（BC-10）处理下,分析模拟酸雨对浸出液pH、电导率、铜和锌的含量,土壤pH、土壤营养元素（氮、磷、钾）、土壤酶（脲酶、酸性磷酸酶）和土壤重金属（有效铜和有效锌）含量的影响,揭示生物质炭的添加对模拟酸雨胁迫下铜、锌污染土壤浸出液、土壤理化性质和土壤酶活性的影响,主要研究结果如下:（1）模拟酸雨淋溶下,生物质炭添加可以有效提高浸出液和土壤的pH。浸出液pH提升幅度为0.13～1.05,土壤pH提高提高了-8.83%～21.84%（pH3.5）,10.71%～35.94%（pH45）,26.44%～42.71%（pH5.6）,36.67%～62.13%（pH7.0）,在前期淋溶中,浸出液和土壤pH上升较快,后期的pH基本保持稳定。生物质炭添加,带来了大量的碱性离子和化合物与酸雨中的H+进行中和等反应,对于酸雨的缓冲能力具有明显的作用,减轻浸出液和土壤的酸性,提高pH,有效地防止土壤酸化。（2）生物质炭的添加,一开始增加了浸出液的电导率,随后淋滤液电导率迅速下降,直至趋于0。生物质炭的添加,带来了大量钾、钙、钠和其他碱性的盐基离子,模拟酸雨淋溶下,为碱性离子的游离和胶质的电离提供了良好的环境,浸出液的电导率在第一次淋溶后次达到峰值,随着反应的进行,生物质炭碱性的弱化,导致溶液中离子迅速减少,在第4～5次淋溶之后,浸出液电导率趋近于0。（3）生物质炭添加量的增加,不同程度地提高了污染土壤的Cu、Zn淋失量。提高比例为26.35%～105.32%,淋失量的多少与各处理关系为:pH3.5>pH4.5>pH5.6>pH7.0,生物质炭的添加,在模拟酸雨淋溶情况下,起到了较大的作用,尤其是5%生物质炭添加（BC-5）、10%生物质炭添加（BC-10）,能够大幅增加Cu和Zn的淋失量,有效地缓解土壤重金属污染的压力。（4）模拟酸雨尤其是酸性较高时对土壤中铜、锌含量,土壤酶活性,土壤肥力和生物利用度均有负向影响,但生物质炭添加后特别是10%生物炭的添加均显着增加了土壤理化性质和生物活性。在生物质炭添加的处理下,提高了土壤肥力,土壤速效钾提升了9.60%～72.90%、速效磷提升了72.49%～323.72%、碱解氮提升了0.60%～34.78%,并且降低了铜、锌的生物利用度。（5）在高酸度模拟酸雨的处理下,10%的生物质炭添加效果明显优于其他生物质炭的添加,无论是从抗击酸性的程度,还是有效态元素的丰富程度;在中、低酸度模拟酸雨的处理下,2%或5%的生物炭效果更加显着,相对于10%的生物质炭的添加,2%和5%的改善幅度均比较高,因此在中、低酸度酸与地区,2%或5%的生物质炭添加能够更加环保、安全、经济地改善土壤重金属污染的。（6）在长三角地区,生物质炭的添加,可以有效缓和土壤酸性pH,提高土壤肥力和酶活性,改善浸出液的酸度和金属离子的游离度,极大地改善了土壤生态环境,生物质炭可以作为酸雨胁迫下,一种安全、环保、高效地土壤重金属改良剂。
李余杰[6]（2020）在《畜禽粪污中FQs类抗生素的污染水平及在紫色土中迁移转化研究》文中研究表明抗生素常用于治疗因各种细菌或其他致病微生物感染引起的疾病,保障动物的正常生长。由于无法被动物完全吸收,大量抗生素会随粪便、尿液排出体外。畜禽粪污是重要的农业资源,常作为有机肥施入土壤以提高肥力,但同时也给土壤环境带入了大量的抗生素。在雨水径流和淋溶作用下会使得残留在土壤环境中的抗生素进入水环境中。部分抗生素还会被农作物吸收富集进入食物链,威胁人体健康。长期暴露在抗生素下的微生物可能会产生抗性基因（ARGs）和耐药菌,对人类健康和生态环境安全产生潜在的风险。因此,抗生素的污染和安全风险已成为全世界重点关注的环境科学问题之一。氟喹诺酮类抗生素（FQs）是一类由人工合成的广谱类抗生素,具有强大的抗菌作用。FQs在畜禽养殖业中的广泛使用也造成了其在农业土壤中的大量累积。由于土壤性质和环境条件的不同,FQs在不同类型土壤中的环境行为有较大的差异。本文以四种常见的FQs:环丙沙星（CIP）、恩诺沙星（ENR）、诺氟沙星（NOR）、氧氟沙星（OFL）为研究对象,分析其在重庆地区畜禽粪污和长期使用畜禽粪便的蔬菜种植区土壤中的污染特征,并评估FQs对土壤生态、水环境和人体健康产生的风险。在此基础上进一步研究FQs在重庆地区广泛分布的农业紫色土中吸附-解吸、降解过程的机理和影响因素以及在在紫色土壤的淋溶迁移行为,为土壤环境中FQs的污染控制和生态安全风险评价提供参考。主要研究内容和结论如下:（1）在一年内定期对生猪养殖场（TN-P、DZ-P）和肉鸡养殖场（CS-C）产生的废水和粪便进行FQs含量检测。未经处理废水样品中,FQs浓度范围在ND～228 ng/L,检出频率在68.2%～90.9%;养鸡场废水中FQs的浓度要低于养猪场废水。养猪场废水中FQs浓度在夏季达到96.1～135 ng/L,高于其他季节,这可能与FQs在春夏病菌感染病的高发季节大量使用有关。三套废水处理系统中对FQs的去除率均达到了60%以上,而且含有多级A/O工艺的废水处理系统（TN-P）对FQs的去除率要高于单一的厌氧处理（DZ-P和CS-C）。经过了厌氧和好氧交替处理,在污泥吸附和好氧微生物的降解作用下可以高效地去除废水中的FQs。养猪场和养鸡场鲜粪中FQs的检出率均达到100%,而且鸡粪中TFQs的浓度（388.5μg/kg）要高于猪粪（145.2μg/kg）。畜禽粪便经过堆肥可以去除部分抗生素,经过15～20 d的堆肥后,43.6%～79.6%的FQs会被微生物降解,降低了FQs向土壤环境的输入量。（2）长期施用畜禽粪便的蔬菜种植区土壤中,FQs呈现出高浓度和检出率,对土壤生态安全和人体健康产生威胁。在集约化蔬菜种植区（TN-V）和养殖场周边传统蔬菜种植区（DZ-V和CS-V）采集的土壤样品中,FQs的检出率都达到了100%,15.9%的土壤样品中TFQs浓度超过土壤抗生素生态效应触发值（100μg/kg）。长期施用鸡粪的农业土壤中TFQs浓度要高于施用猪粪的农业土壤,而且集约化蔬菜种植区土壤中TFQs浓度要高于传统蔬菜种植区。蔬菜类型的不同会影响施肥量、土壤微生物和对FQs的吸收富集,因此在叶菜类、根茎类和茄果类蔬菜种植区土壤中FQs含量也呈现出了差异。夏季土壤中TFQs的浓度只有冬季的50%,主要是由于冬春季大量施肥以及温度变化影响土壤微生物对FQs的降解。采用商值法对蔬菜种植区土壤中的FQs进行生态风险评估,其中CIP在TN-V、DZ-V和CS-V的部分土壤样品中都出现高生态风险等级,ENR和NOR的生态风险等级以中等为主,OFL为低生态风险等级。以非致癌风险商计算得到土壤中FQs通过食用蔬菜、呼吸摄入和口腔摄入的途径对人体健康产生的风险属于可接受水平。FQs会通过水土流失作用随农业土壤进入周边水体,但是对水环境污染较小。（3）探究了FQs在紫色土中的吸附动力学过程以及环境条件和土壤有机质对吸附过程的影响,并采用FTIR和XRD分析紫色土吸附FQs的机理。紫色土对FQs的吸附过程在6h内就达到平衡,吸附量达到95%以上。由于紫色土颗粒表面吸附点位和官能团的差异,吸附过程呈现快速和慢速吸附,因此紫色土吸附FQs的动力学过程符合两阶段一级动力学模型。吸附达到平衡后,CIP、ENR、NOR和OFL的吸附系数Kd分别为2566 L/kg、1685L/kg、3876L/kg和1250 L/kg。等温吸附线符合Freundlich等温吸附模型,相关系数R2为0.987～0.992。吸附过程的自由能为8.08 k J/mol～8.61 k J/mol,表明紫色土吸附FQs主要是通过离子交换作用,同时红外光谱结果也发现FQs分子中羟基会与紫色土让颗粒表面发生结合反应。由于土壤矿物组成、CEC、有机质等方面的差异,FQs在紫色土中的吸附系数要低于红壤、黑土,而且吸附机理也存在差异。由于FQs分子中羧基和哌嗪环产生的电离作用,FQs在紫色土中的吸附会受到溶液pH的强烈影响,酸性条件有利于紫色土对FQs的吸附。溶液中存在的Ca2+会与FQs分子产生竞争吸附,溶液离子强度的增加会降低CIP、ENR、NOR和OFL在紫色土中的吸附量。FQs在紫色土中的解吸迟滞系数H在在0.49～0.61之间,表明FQs在紫色土中不易发生解吸。综上所述,紫色土对FQs有较强的吸附作用,而且不易发生解吸,表明FQs会长期积累在表层土壤中,不易发生迁移。（4）探究了不同环境条件下FQs在紫色土的降解动力学过程以及FQs降解过程中土壤微生物群落结构的变化。结果表明:CIP、ENR、NOR和OFL在紫色土中的降解半衰期为14.8 d～36.9 d,微生物降解作用是土壤中FQs降解的主要途径。初始浓度从500μg/kg增加到5000μg/kg,FQs的降解半衰期增加了1.9～2.8倍。增加土壤含水率会促进FQs在紫色土中的降解速率。较低的温度会降低土壤微生物的活性,导致FQs的降解半衰期增加。由于深层紫色土中具有活性的微生物数量只有表层土壤的20～30%,FQs在深层土壤中降解需要半衰期是表层土壤的1.4～2.7倍。含有FQs的紫色土壤培养20 d后,微生物群落的丰富度和均匀性都降低,同时土壤中的细菌群落结构也发生变化。在添加FQs的紫色土中,硫杆菌属（Thiobacillus）、不动杆菌属（Acinetobacter）和热单胞菌属（Thermomonas）等革兰氏阴性菌的相对丰度都降低了60%以上。对FQ不敏感的芽孢杆菌（Bacillus）相对丰度大幅度上升。农业紫色土中的FQs能被土壤中的微生物不断降解,但是低温和低含水率会降低FQs的降解速率,再加上农业生产会长期频繁使用畜禽粪便,可能会FQs导致在农业紫色土中长期存在。（5）在吸附-解吸、降解过程研究的基础上,通过淋溶实验过程考察了FQs向下层紫色土壤的迁移能力以及pH、初始浓度对迁移过程的影响。Cohen和Gustafson模型评估结果表明CIP、ENR、NOR和OFL在紫色土壤中的淋溶潜力较低。在模拟雨水的淋溶下,FQs很难向下层紫色土迁移,所有淋溶液样品中均未检测到FQs,污染地下水的风险很小。土壤中FQs的初始浓度对FQs在紫色土壤中的迁移影响较小,虽然高初始浓度条件下表层土壤中会有更多的FQs解吸随淋溶液向下迁移,但是大部分向下迁移的FQs都积累在表层0～20 cm的土壤中,在深层土层（30～50 cm）中FQs的浓度基本未发生变化,这主要与FQs容易被土壤吸附有关。与正常雨水相比（pH=6）,模拟酸雨（pH=4）淋溶后FQs在0～30 cm土层中的浓度均出现了上升,而且在更深的土壤层（30～40 cm）检测到了OFL。长期酸雨淋溶会改变土壤pH值和原有的微生物群落结构、酶活性等,降低了FQs在土柱中的降解速率,从而促使更多的FQs向下层土壤迁移。综上所述,紫色土壤中的FQs通过灌溉、雨水淋溶作用向下层土壤迁移的能力很弱,对地下水环境的污染威胁较小。
刘敏[7]（2020）在《攀西永兴镇工矿区农田土壤重金属污染特征及淋溶试验研究》文中研究表明重金属不仅对土壤造成污染,还可能对地下水及植物形成污染。因此,对受重金属污染的区域进行污染状况分析、污染程度评价、污染来源解析、模拟降雨淋滤研究了解重金属的迁移累积规律、防止重金属对土体及水体和植物的污染加剧、对人体健康保障和土地资源的保护有着重要的意义。本文以攀西永兴镇龙塘铅锌矿附近的农田作为研究对象,采集了51个表层土壤样,利用ICP-MS测定土壤样品中的Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb共六种金属的含量,并测定土壤样品的常规理化性质,并对所测重金属含量进行数据分析处理。首先采用单因子污染评价和内梅罗综合污染指数法对研究区的农田重金属的污染程度进行评价。其次,运用多元统计学,浅析6种重金属的主要来源。最后,通过配置六种不同条件的淋溶液模拟降雨,对TK-01（常年非饱和土）和TK-02（季节性饱和土）两个典型土壤剖面进行现场淋溶试验,研究不同淋溶条件下各重金属在两个土壤剖面的垂向分布规律。获得了以下成果:（1）浅层地下水p H值在7.05～7.87,平均值为7.32,整体上p H呈现弱碱性;溶解性总固体浓度（TDS）范围为107.11～254.91mg/L,平均值为165.83mg/L;电导率EC值范围在267.20～572.10μS/L,平均值为407.56μS/L。（2）除Pb以外,其余5种重金属的平均含量均超过了国家土壤环境质量二级标准,6种金属的平均含量均超过了四川土壤重金属背景值。6种金属的变异系数大小顺序为:Zn﹥Cd﹥Cr﹥Ni﹥Pb﹥Cu,6种金属的变异范围为17%～51%,金属Zn的变异系数最大为51%,则Zn的空间差异性最大,金属Zn的含量受外界干扰最严重。（3）根据6中重金属的单因子污染指数平均值的大小,得出研究区土壤受重金属的污染程度大小为:Ni﹥Cd﹥Cr﹥Zn﹥Cu﹥Pb。内梅罗污染综合指数最大值为5.87,最小值为1.01,平均值为3.03,整体上研究区土壤环境质量属于重度污染。（4）采用主成分分析,六种金属来源可以分为两种类型:第一因子中密切相关的是Zn、Cd、Cu、Pb,元素的同源性极强;第二因子中密切相关的是Cu、Ni、Cr。在两种因子中均出现的Cu可能来源比较复杂,两种来源方式均有Cu的携带。在6种重金属相关性分析中得到,Cr与Ni相关性极为显着,判定系数仅为0.371﹤0.4,说明Cr的含量不仅受Ni的影响,还受其它金属的影响;Pb与Ni、Cr及Cr与Zn、Cd的相关性并不显着,表现出一定的异源性。（5）通过进行淋溶试验发现,重金属在淋溶过程中的释放分为两个阶段,第一阶段为快速释放,累积淋出液达到1500ml之前,淋出液中重金属含量很高,但释放速率变缓,累积淋出液达到1500ml之后,淋出液中重金属含量缓慢增加。（6）TK-01（常年非饱和带）,淋溶液p H值对金属Cr的迁移累积影响深度较施磷浓度更大;模拟降雨淋溶液p H=7.0对Ni的迁移富集影响更明显至80cm,不同施磷浓度对Ni的迁移累积影响不明显;六种淋溶液对Cu的迁移累积影响均不明显;淋溶液p H值对Zn的影响深度强于施磷浓度;淋溶液p H值对金属Cd的迁移富集影响更大;不同p H值淋溶液与不同施磷浓度条件下对金属Pb的影响深度接近,三种p H值淋溶液的迁移累积量更大。TK-02（季节性饱和带）,不同p H值淋溶液和施磷浓度条件金属Cr的迁移累积影响深度相似;不同施磷浓度对Ni的迁移累积影响深度强于不同p H值淋溶液;六种淋溶液对Cu的迁移累积影响深度均至100cm处;不同施磷浓度对金属Zn的迁移累积影响深度较不同p H值淋溶液更深;六种淋溶液对Cd的迁移累积影响深度均至100cm处;六种淋溶液对Pb的迁移累积影响深度均至50cm处。（7）常年非饱和带的重金属累积释放量受不同p H值淋溶液的影响更明显,且Cr、Ni、Cu的累积量均高于季节性饱和带,Zn、Cd、Pb三种金属则低于季节性饱和带;在不同施磷浓度的淋溶条件下,常年非饱和带六种金属的累积量均低于季节性饱和带,且常年非饱和带六种重金属累积释放量均随施磷浓度的增加而增加,该条件下季节性饱和带的六种重金属较常年非饱和带更容易淋失。
杨玉婷[8]（2020）在《尾矿材料重金属释放机理及其运移规律研究》文中进行了进一步梳理尾矿库作为一个复杂的人为系统工程,其环境安全受到多方面因素的影响,在地表径流、地下渗流、雨水淋滤的作用下,尾矿库中的重金属组分不断向周边环境扩散迁移,对周边环境造成严重危害,因此尾矿重金属释放运移研究对尾矿库重金属污染防治具有重要意义。重金属的运移研究是目前环境岩土工程领域的一个热门研究课题,现有研究大多以试验为指导进行定性分析,研究方法单一且缺乏综合性的机理探讨和定量分析,基于此本次研究结合工程实际,采取理论分析、室内试验和数值模拟相结合的综合性研究方法,探究重金属释放运移影响因素及其影响机制,建立尾矿重金属释放浓度预测模型及土壤-地下水系统重金属运移数值模型,模拟研究区重金属运移时空分布,从而预测尾矿渗滤液重金属对周边环境影响,具体研究成果如下:（1）开展典型尾矿材料的浸泡和淋溶试验,探究不同因素对尾矿重金属溶解释放影响及其影响机制,建立重金属淋溶释放浓度预测模型,以定量预测尾矿淋滤液中Cu、Mn、Zn、Cd浓度。试验研究表明:尾矿粒度越小重金属溶出越多,p H值与重金属溶出浓度呈反比关系,模拟酸雨p H值越低,淋溶时间越长,尾矿遭受的化学浸蚀程度越大,尾矿颗粒表面力学损伤越严重,内部孔隙和比表面积越大,越有利于重金属的溶出释放。重金属的淋溶释放符合指数衰减模式,结合指数衰减模型建立了尾矿重金属浓度预测模型,以该模型计算了研究尾矿库渗滤液中重金属年平均释放浓度;（2）通过土壤重金属等温平衡吸附试验和土柱运移试验,探究不同理化因素对Cu、Mn、Zn、Cd在土壤中的运移影响,并从中获取重金属运移水力参数。吸附试验研究表明:土壤对重金属吸附符合Langmuir等温吸附模式,相同固液比下吸附率随着重金属浓度的增大而有所降低;土柱试验研究表明:重金属运移过程受溶液p H值、离子强度和流速的影响,p H值越低、离子强度越大,重金属穿透曲线峰值出现时间越短,在0.05～0.12cm/min流速范围内,随着供水流速的增大,重金属的穿透峰值时间提前,说明低p H、高离子强度和高流速会降低土壤对重金属的吸附率,使得重金属迁移潜力增强;最后依据试验建立了耦合吸附作用下的重金属运移数学模型;（3）采用三维地下水溶质运移软件Visual MODFLOW建立研究区尾矿重金属土壤-地下水系统运移数值模型,结合浓度预测模型和土柱试验所得参数,对研究区重金属运移时空分布进行定量预测和分析。研究表明:淋滤液重金属浓度越高,垂直方向上的下渗浓度也越高,土壤渗透系数越小,对重金属的阻滞作用越好,污染物越难以到达深部;在选厂服务年限20年内,随着时间延长尾矿中重金属淋出总量和浓度均呈现上升趋势,若对尾矿渗滤液不加以人为治理防控,重金属的污染范围会不断增大,对周边环境造成严重危害。
李一凡[9]（2019）在《缙云山典型林分土壤环境与土壤呼吸对酸雨的响应》文中进行了进一步梳理酸雨是一个全球性问题,在我国南方地区尤为严重。森林生态系统中,酸雨会造成土壤酸化,破坏养分循环过程,对土壤化学性质、酶活性、微生物与土壤呼吸等土壤环境因子造成明显影响。本研究以我国西南典型酸雨区三峡库区重庆缙云山森林生态站作为研究区域,在针阔混交林与常绿阔叶林内进行模拟酸雨试验,采用野外试验监测与室内指标测定结合的方法,观测包括土壤化学性质、酶活性、微生物活性与结构和土壤呼吸等生物、非生物指标,旨在了解酸雨作用下土壤环境变化特征,探究土壤一系列生物、非生物因子对酸雨的响应机制。研究结果如下:（1）酸雨对于土壤温湿度没有显着影响。（2）试验后期模拟酸雨显着降低土壤pH值和水解氮,显着增加有机质含量和碳氮比,对于全氮和全磷影响不明显。不同酸雨处理下的土壤细根生物量在试验前期被酸雨促进,试验后期被酸雨抑制。（3）常绿阔叶林的土壤蔗糖酶、脲酶和酸性磷酸酶活性比针阔混交林大,纤维素酶活性比针阔混交林小。在试验后期土壤蔗糖酶、脲酶和酸性磷酸酶活性被酸雨显着抑制,纤维素酶活性被酸雨显着促进。（4）模拟酸雨处理下土壤微生物生物量碳和生物量氮含量没有显着性差异。而微生物群落结构在不同林分与不同模拟酸雨处理间差异显着。针阔混交林中pH3.25与pH4.0酸雨处理的真菌PLFAs相对丰度被显着提高,总细菌被酸雨显着降低,放线菌没有显着差异。常绿阔叶林与针阔混交林类似,但是总细菌PLFAs相对丰度在不同模拟酸雨间差异不显着。冗余分析（RDA）表明只有土壤C/N 比和有机质含量是土壤微生物群落结构的变化的驱动因素。（5）模拟酸雨处理对土壤呼吸与异养呼吸的影响均显着,并且这种影响有积累效应,在试验前期（2016年1月～3月）酸雨对于土壤呼吸与异养呼吸的月均值影响相比对照不显着,随着试验的进行逐渐被抑制。两种典型林分内土壤呼吸年均值与年累积量对于模拟酸雨的响应较为一致,2016年对照与pH4.0处理差异不显着,pH3.25与pH2.5处理被显着抑制,2017年各个酸雨处理下均被抑制。异养呼吸年均值与年累积量对于模拟酸雨的响应存在区别,针阔混交林中2016年与2017年不同模拟酸雨下差异均显着,常绿阔叶林中2016年与2017年在对照与pH4.0处理下差异不显着,pH3.25与pH2.5处理均被显着抑制。针阔混交林与常绿阔叶林中随着酸雨酸度的增加,异养呼吸占比逐渐降低。两种典型林分内土壤温度是影响土壤呼吸与异养呼吸季节性变化的主要因素。土壤呼吸的Q10值（温度敏感性）整体上随酸度增加而增加。土壤呼吸和异养呼吸与土壤pH、细根生物量、水解氮、脲酶和蔗糖酶活性有显着的正相关关系,与土壤有机质、碳氮比、真菌和真菌细菌比有显着的负相关关系。相关性分析说明酸雨造成的土壤酸化对于土壤碳氮循环产生影响,改变了微生物对于有机质和氮素的分解利用效率,土壤微生物的群落结构对土壤环境的改变调整适应,土壤酶活性同步变化,这些因素共同驱动了模拟酸雨下土壤呼吸的变化。（6）采用了主成分分析、灰色关联度分析以及熵值赋权的DTOPSIS法三种方法综合评价了酸雨对于土壤环境的作用效果。综合分析发现本研究中针阔混交林中断根样方的pH2.5和pH3.25酸雨处理对于土壤环境的负面作用效果最大,对于土壤环境的破坏最为显着。
储双双[10]（2019）在《污泥重金属在土壤-水-林木系统中迁移转化特征及生态风险研究》文中指出我国污泥产量巨大,处置困难,在林地用作肥料或土壤改良剂是污泥资源化利用的一个重要发展方向。然而,污泥林用过程中,其中的重金属有可能在土壤中积累或往下淋溶进入地下水,造成土壤或水体的污染。目前国内外对污泥林用过程中的重金属淋溶迁移转化及其环境效应研究相对较少。本文立足于重金属在林地生态系统中可能的迁移转化途径（包括植物吸收、土壤残留、随雨水淋溶迁移）,以及华南地区森林环境中影响重金属淋溶迁移的两个重要因素（森林凋落物和酸雨）,开展了以下5个方面的研究:（1）通过林地现场污泥施用实验,研究污泥重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Ni在尾叶桉、木荷和湿地松3种人工林林下土壤中的淋溶迁移、形态转化特征及其潜在生态风险;（2）通过室内土柱淋洗实验,研究不同污泥施用量条件下Cu、Zn、Pb、Cd、Ni迁移特征、对地下水的潜在影响及环境风险;（3）通过盆栽实验,研究不同污泥施用量对尾叶桉、木荷和湿地松苗木生长及重金属吸收累积的影响;（4）通过凋落物室内恒温分解实验,研究不同凋落物分解对赤红壤中污泥重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Ni含量和存在形态的影响;（5）通过室内模拟酸雨淋溶实验,研究不同强度酸雨淋溶对Cu、Zn、Pb、Cd、Ni在赤红壤中的迁移特征及其生态风险的影响。本研究旨在探明林用污泥中重金属在土壤-植物-土壤水系统中的迁移转化规律及凋落物分解和酸雨淋溶对重金属迁移转化特征的影响,为污泥的安全林用提供理论依据。主要研究结果如下:（1）林地现场污泥施用实验结果表明,在尾叶桉（Eucalyptus urophylla S.T.Blake）、木荷（Schima superba Gardn.et Champ.）和湿地松（Pinus elliottii）人工林土壤中按30 t·ha-1（干重）一次性施用污泥,可以显着改善土壤理化性质,但也显着增加了表层土壤重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Ni含量。40～50 cm和80～90cm层土壤重金属含量和形态与对照相比无显着变化。污泥施用3年后,桉树人工林除表层土壤Cd仍然显着高于对照外,其他4种重金属在各土层与对照无显着差异;湿地松人工林与木荷人工林土壤Pb和Ni含量与对照无显着差异,部分Zn迁移至40～50 cm层,50%的Cu和60%的Cd保留在表层土壤中。三种人工林表层土壤的可交换态重金属随着时间推移持续下降;40～50 cm和80～90 cm层土壤重金属形态变化不明显。Hakanson潜在生态危害评价结果显示,污泥林用时,其重金属生态风险主要集中在施用初期,随着施用时间推移,生态风险逐渐降低,污泥施用3年后,Zn、Cu、Pb和Ni处于轻微生态风险,而Cd仍然处于中等生态风险。（2）室内土柱淋溶实验结果表明,质量比在≥45%的污泥施用导致淋溶初期淋滤液中重金属浓度显着增加,但浓度峰值均低于《地下水环境质量标准》的Ⅲ类标准。修正的Elovich方程（Y=a ln（X）+b）能够很好地拟合重金属的释放特征。经过相当于广州地区3年降雨总量的雨水淋溶,污泥重金属中有0.08%～0.2%的Cu、0.14%～0.5%的Zn、0.06%～0.09%的Pb、4.81%～6.11%的Cd和0.08%～0.13%的Ni被淋溶出来;Pb、Cu、Cd和Ni在土柱40 cm深处有明显淀积,而Zn可迁移淀积至60 cm;当污泥质量比超过45%时,Zn可迁移至80 cm深处。潜在生态风险评价结果显示,对于所研究的赤红壤而言,污泥施用的质量比不超过30%时,生态风险微弱;在高比例（污泥质量比≥45%）施用条件下,随着淋溶时间的推移,重金属的生态风险由表层逐渐向20～40 cm层转移,且Cd的生态风险仍然超出安全水平的临界值。（3）为期12个月的盆栽实验结果表明,污泥可以显着改善栽培基质物理性质和肥力水平,也显着增加了基质中Cu、Zn、Pb、Cd和Ni的含量。适量的污泥施用能显着提高尾叶桉和湿地松的株高、地径和生物量,就上述指标而言,尾叶桉和湿地松的最佳污泥施用量分别为基质质量的45%和75%。污泥的施用显着抑制木荷苗木生长,施污泥的各处理木荷的株高、地径和生物量均显着低于对照。施用量较高时污泥显着增加3种苗木各器官重金属含量,但低比例污泥对植物体内重金属含量无显着影响。盆栽实验结束时,0.02%～0.87%的Cu、0.01%～0.80%的Zn、0.04%～0.21%的Pb、0.09%～1.46%的Cd以及0.08%～0.60%的Ni转移到植物体内;种植桉树和湿地松的基质中重金属含量有不同程度下降,表明苗木种植可以在一定程度上缓解重金属的生态风险。综合考虑植物长势和重金属生态风险,对于桉树和湿地松而言,合适的污泥施用量为30%左右,木荷幼苗则不适合施用污泥。（4）凋落物室内恒温分解实验结果表明,湿地松、木荷和尾叶桉3种凋落物的分解均导致土壤p H值降低。与不加凋落物的对照处理相比,桉树和木荷凋落物的分解显着提高了土壤中Cu和Zn含量,湿地松凋落物分解显着提高了Zn和Ni含量。3种凋落物的分解增加了土壤中交换态Cu、Zn、Cd和Ni含量,降低了这些重金属的残渣态含量。随着凋落物分解时间的延长,不同处理赤红壤中Cu、Cd和Ni的形态分布指数略有升高,表明这三种元素整体形态在朝更加稳定的方向转变,但Zn和Pb的形态分布指数略有下降;重金属整体稳定性顺序为Ni>Cu>Pb>Zn>Cd。（5）室内模拟酸雨淋溶实验结果表明,强酸性酸雨（p H=2.0）显着促进污泥重金属的淋溶迁移。经过相当于广州地区3年降雨量的模拟酸雨淋溶,污泥中0.14%～0.27%的Cu,0.15%～0.31%的Zn,0.10%～0.21%的Pb,6.27%～12.49%的Cd以及0.12%～0.21%的Ni转入至淋滤液中,5种重金属最高浓度均未超过《地下水环境质量标准》。经过相当于3年降雨量的酸雨淋溶,Pb、Cu、Cd和Ni的渗透平均最大深度均达到40 cm,而Zn可迁移至80 cm。酸雨p H的降低会增加污泥交换态重金属比例,但不影响重金属在土柱中的迁移距离。综上,只要严格控制污泥施用量,研究期内未发现污泥林用对地下水造成生态风险,对土壤的潜在生态风险主要集中在施用早期以及Cd元素上。苗木对污泥的适应性与苗木种类和污泥施用量密切相关,建议污泥在大面积林地利用之前需确定适宜施用污泥的树种和各树种的适宜施用量。另外,林木凋落物的分解增加了部分重金属的可溶性,高强度的酸雨促进污泥重金属在赤红壤中的淋溶迁移,但暂未发现造成生态风险。然而,本文无论在研究周期、研究系统性、参试土壤类型和树种数量等方面都具有一定的局限性,今后需要进行更长周期、更多参试树种和土壤类型以及室内和现场实验相结合的深入研究,以便更好地探究污泥林用过程中的重金属化学行为和生态风险。
二、红壤中微量元素锌在酸雨淋溶下的释放特征研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、红壤中微量元素锌在酸雨淋溶下的释放特征研究（论文提纲范文）
（1）珠江三角洲平原海陆交互背景下土壤中镉的迁移转化规律研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据 |
| 1.2 土壤镉污染的危害与来源 |
| 1.2.1 土壤镉污染的危害 |
| 1.2.2 土壤镉污染现状 |
| 1.2.3 土壤中镉污染来源 |
| 1.3 土壤中镉的赋存形态 |
| 1.4 土壤中镉的迁移行为及影响因素 |
| 1.4.1 镉进入土壤后的迁移行为 |
| 1.4.2 镉迁移转化的影响因素 |
| 1.4.3 镉的垂向迁移规律研究方法 |
| 1.5 珠江三角洲海陆交互沉积环境下土壤中镉的富集规律 |
| 1.5.1 珠江三角洲镉的物质来源 |
| 1.5.2 珠江三角洲镉在各沉积层的分布特征 |
| 1.5.3 珠江三角洲镉高值区的成因分析 |
| 1.6 发展趋势与存在问题 |
| 1.7 研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究目标 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 场地自然环境现状 |
| 2.1.1 地理位置概况 |
| 2.1.2 水文概况 |
| 2.2 地质与水文地质概况 |
| 2.2.1 地形地貌 |
| 2.2.2 地层 |
| 2.2.3 岩浆岩 |
| 2.2.4 水文地质概况 |
| 2.2.5 土壤概况 |
| 2.3 珠江三角洲垂向沉积相序 |
| 第三章 海陆交互作用土壤中镉的污染特征及富集规律 |
| 3.1 数据与研究方法 |
| 3.1.1 研究区调查与取样 |
| 3.1.2 样品测试分析 |
| 3.1.3 评价方法 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 数据分析 |
| 3.2.1 水化学类型及河流沉积物特征 |
| 3.2.2 土壤理化性质的空间分布 |
| 3.2.3 土壤Cd的富集特征 |
| 3.2.4 土壤Cd形态特征 |
| 3.3 结果讨论 |
| 3.3.1 土壤Cd污染评价 |
| 3.3.2 土壤理化性质对Cd全量及形态分布的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 陆相沉积与海相沉积物中Cd的吸附机制 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 土壤样品采集与测试 |
| 4.1.2 试验试剂和仪器 |
| 4.1.3 批实验 |
| 4.1.4 数据分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 两种沉积环境土壤理化性质 |
| 4.2.2 初始浓度对两种土壤吸附Cd的影响 |
| 4.2.3 吸附时间对两种土壤吸附Cd的影响 |
| 4.2.4 溶液pH值对两种土壤吸附Cd的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 海陆交互作用土壤中镉的运移和累积规律 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 土柱吸附实验 |
| 5.1.2 污染土壤淋滤实验 |
| 5.1.3 样品测定方法 |
| 5.1.4 数据分析 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 饱和条件下水的渗透迁移 |
| 5.2.2 饱和条件下Cd在海陆交互作用土壤中的吸附与迁移 |
| 5.2.3 污染土壤淋溶条件下Cd的垂向迁移 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 镉在珠江三角洲海陆交互作用土壤中迁移转化规律 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 样品采集 |
| 6.1.2 实验方法 |
| 6.1.3 数据处理 |
| 6.1.4 评价方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 水土理化性质的垂向分布特征 |
| 6.2.2 地下水特征 |
| 6.2.3 Cd的污染特征 |
| 6.2.4 土壤深层剖面Cd形态变化规律 |
| 6.2.5 土壤pH对镉垂向迁移转化的影响 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7 章 结论与建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（2）鼠李糖脂改性纳米零价铁对镍污染土壤修复及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤污染的定义及特点 |
| 1.1.2 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.3 土壤重金属污染来源 |
| 1.2 土壤重金属污染修复技术 |
| 1.2.1 物理/化学修复技术 |
| 1.2.2 植物修复技术 |
| 1.2.3 微生物修复技术 |
| 1.3 土壤重金属镍污染现状及危害 |
| 1.3.1 土壤镍污染现状 |
| 1.3.2 土壤镍污染危害 |
| 1.4 纳米零价铁在环境修复中的研究 |
| 1.4.1 纳米零价铁的应用与发展 |
| 1.4.2 稳定型纳米零价铁的环境修复现状 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 鼠李糖脂改性纳米零价铁的制备及其表征 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 鼠李糖脂临界胶束浓度的测定 |
| 2.3.2 鼠李糖脂改性纳米零价铁的制备 |
| 2.3.3 鼠李糖脂改性纳米零价铁的表征 |
| 2.3.4 鼠李糖脂改性纳米零价铁沉降性能的评价 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 鼠李糖脂临界胶束浓度测定 |
| 2.4.2 改性纳米零价铁表征 |
| 2.4.3 鼠李糖脂改性纳米零价铁沉降性能评价 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 鼠李糖脂改性纳米零价铁稳定土壤中镍的钝化机制研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 材料与试剂 |
| 3.2 实验设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 供试土壤理化性质的测定 |
| 3.3.2 Ni含量的测定 |
| 3.3.3 批次实验 |
| 3.3.4 吸附动力学实验 |
| 3.3.5 反应后材料回收与处理 |
| 3.3.6 数据处理 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 影响因素分析 |
| 3.4.2 动力学模型分析 |
| 3.4.3 颗粒内扩散模型分析 |
| 3.4.4 吸附机理分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 鼠李糖脂改性纳米零价铁修复镍污染土壤的长效性评估 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 供试土壤 |
| 4.1.2 材料与试剂 |
| 4.2 实验设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 nZVI和RL@nZVI对污染土壤的处理 |
| 4.3.2 土壤Ni有效态浸提实验 |
| 4.3.3 浸出毒性实验 |
| 4.3.4 连续提取实验 |
| 4.3.5 模拟酸雨淋溶实验 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 土壤Ni有效态 |
| 4.4.2 浸出毒性评估 |
| 4.4.3 土壤Ni形态转化 |
| 4.4.4 模拟酸雨淋溶 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 鼠李糖脂改性纳米零价铁对土壤理化性质及微生物群落的影响 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 供试土壤 |
| 5.1.2 材料与试剂 |
| 5.2 实验设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 阳离子交换量的测定 |
| 5.3.2 土壤DNA提取与高通量测序 |
| 5.4 数据处理 |
| 5.5 结果与讨论 |
| 5.5.1 鼠李糖脂改性纳米零价铁对土壤理化性质的影响 |
| 5.5.2 鼠李糖脂改性纳米零价铁对微生物群落的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表学术成果 |
（3）老化作用对生物炭内源铜镉释放及稳定性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 生物炭的概述 |
| 1.1.1 生物炭的概念及基本特性 |
| 1.1.2 生物炭的环境效应 |
| 1.2 生物炭在土壤中的环境行为 |
| 1.2.1 生物炭对土壤环境的影响 |
| 1.2.2 老化作用对生物炭的影响 |
| 1.3 生物炭中的有毒物质及潜在风险 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究的内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品及仪器 |
| 2.1.2 供试材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 生物炭的制备 |
| 2.2.2 生物炭的理化性质测定 |
| 2.2.3 生物炭和土壤中铜镉全量及有效性分析 |
| 2.2.4 生物炭内源铜镉的释放动力学及影响因素 |
| 2.2.5 生物炭的人工老化 |
| 2.2.6 土壤培养实验 |
| 3 生物炭内源重金属在溶液体系中的释放特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 生物炭内源铜镉赋存特征 |
| 3.2.1 生物炭中铜镉总量 |
| 3.2.2 生物炭中铜镉的形态分级 |
| 3.3 纯溶液体系中生物炭内源铜镉的释放 |
| 3.3.1 生物炭内源铜镉的动力学释放 |
| 3.3.2 生物炭内源铜镉的累积释放 |
| 3.4 纯溶液体系中生物炭内源铜镉释放的影响因素 |
| 3.4.1 固液比对生物炭内源铜镉释放的影响 |
| 3.4.2 pH对生物炭内源铜镉释放的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 老化作用对生物炭中铜镉稳定性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 人工加速老化对生物炭中铜镉稳定性的影响 |
| 4.2.1 人工老化对生物炭pH的影响 |
| 4.2.2 人工老化对生物炭中铜镉TCLP浸出毒性的影响 |
| 4.2.3 人工老化对生物炭中铜镉BCR形态的影响 |
| 4.3 土壤模拟老化对生物炭中铜镉稳定性的影响 |
| 4.3.1 不同生物炭施用量下土壤溶液pH的动态变化 |
| 4.3.2 不同生物炭施用量下土壤溶液Ec的动态变化 |
| 4.3.3 不同生物炭施用量下土壤溶液铜镉浓度的动态变化 |
| 4.3.4 酸雨淋溶前后土壤pH的变化 |
| 4.3.5 老化作用对土壤铜镉BCR形态的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（4）赣南某离子型稀土矿区土壤中锰的赋存形态与释放特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 土壤锰污染研究现状 |
| 1.2.1 土壤锰污染的危害 |
| 1.2.2 土壤锰污染的来源 |
| 1.2.3 土壤锰含量的空间分布 |
| 1.2.4 土壤锰污染风险评价 |
| 1.2.5 土壤锰的化学形态研究 |
| 1.3 土壤锰的释放及其影响因素 |
| 1.3.1 土壤锰的释放 |
| 1.3.2 土壤锰释放的影响因素 |
| 1.4 主要存在的问题 |
| 1.5 研究内容、目标及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目标 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 矿区土水环境中锰分布特征及土壤锰污染评价研究 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 自然概况 |
| 2.1.3 离子型稀土矿开采概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集与预处理 |
| 2.2.2 分析测定方法 |
| 2.2.3 质量控制与保证 |
| 2.2.4 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 土壤样品基本化学性质 |
| 2.3.2 土壤样品锰含量 |
| 2.3.3 地表水体样品基本化学指标 |
| 2.3.4 地表水体样品的锰浓度 |
| 2.3.5 土壤和地表水体中锰的空间分布特征 |
| 2.3.6 土壤样品锰污染水平评价 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 矿区土壤中锰的矿物学特征及化学形态研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品采集与预处理 |
| 3.1.2 表征手段及分析测定方法 |
| 3.1.3 化学形态顺序提取实验 |
| 3.1.4 质量控制与保证 |
| 3.1.5 数据处理与分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 土壤元素组成分析 |
| 3.2.2 土壤矿物相组成分析 |
| 3.2.3 土壤的微观形貌和组分分析 |
| 3.2.4 土壤中锰的化学形态分布特征 |
| 3.2.5 土壤中锰化学形态与基本化学性质的相关性 |
| 3.2.6 土壤中锰的潜在迁移性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 稀土开采条件下原矿土壤中锰的释放特性研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品采集与预处理 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 分析测定方法 |
| 4.1.4 质量控制与保证 |
| 4.1.5 数据分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 浸矿剂作用下土壤中锰的释放动力学特征 |
| 4.2.2 浸矿剂处理前后土壤中锰的化学形态变化分析 |
| 4.2.3 浸矿剂初始浓度对土壤中锰的释放量及形态变化的影响 |
| 4.2.4 浸矿剂初始pH值对土壤中锰的释放量及形态变化的影响 |
| 4.2.5 环境温度对土壤中锰的释放量及形态变化的影响 |
| 4.2.6 模拟浸矿条件下浸出液pH值、NH_4~+及锰浓度的变化特征 |
| 4.2.7 模拟浸矿后不同深度土壤中锰的化学形态分布 |
| 4.3 原矿土壤锰释放风险的防控建议 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 酸雨淋溶条件下尾矿土壤中锰的释放特性研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样品采集与预处理 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 分析测定方法 |
| 5.1.4 质量控制与保证 |
| 5.1.5 数据分析 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 酸雨淋溶条件下淋滤液pH值的变化特征 |
| 5.2.2 酸雨淋溶条件下淋滤液EC值的变化特征 |
| 5.2.3 酸雨淋溶条件下淋滤液NH_4~+浓度的变化特征 |
| 5.2.4 酸雨淋溶条件下淋滤液中锰浓度的变化特征 |
| 5.2.5 淋滤液锰浓度、pH值、EC值及NH_4~+浓度的相关性分析 |
| 5.2.6 酸雨淋溶条件下土壤中锰的累积释放特征 |
| 5.2.7 酸雨淋溶条件下土壤中锰的累积释放模型 |
| 5.2.8 酸雨淋溶后土壤中锰的化学形态变化分析 |
| 5.3 尾矿土壤锰释放风险的防控建议 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）模拟酸雨条件下生物质炭添加对Cu、Zn污染土壤的影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 选题的目的与意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 土壤重金属污染 |
| 1.3.2 土壤重金属污染的修复 |
| 1.4 研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.3 试验设计 |
| 2.4 测定方法 |
| 2.5 数据处理 |
| 2.6 技术路线 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 生物质炭添加对酸雨淋溶下浸出液的影响 |
| 3.1.1 生物质炭添加对浸出液pH的影响 |
| 3.1.2 生物质炭添加对浸出液电导率的影响 |
| 3.1.3 生物质炭添加对浸出液Cu、Zn含量的影响 |
| 3.2 生物质炭添加对模拟酸雨淋溶下土壤理化性质和重金属的影响 |
| 3.2.1 生物质炭添加对土壤pH的影响 |
| 3.2.2 生物质炭添加对土壤养分的影响 |
| 3.2.3 生物质炭添加对土壤有效Cu、有效Zn的影响 |
| 3.3 生物质炭添加对重金属污染土壤酶活性的影响 |
| 3.3.1 生物质炭添加对重金属污染土壤脲酶活性的影响 |
| 3.3.2 生物质炭添加对重金属污染土壤酸性磷酸酶活性的影响 |
| 3.4 生物质炭添加对土壤各个性状相关性和方差分析 |
| 第四章 小结与讨论 |
| 4.1 生物质炭添加对模拟酸雨淋溶下浸出液的影响 |
| 4.1.1 生物质炭添加对浸出液pH的影响 |
| 4.1.2 生物质炭添加对浸出液电导率的影响 |
| 4.1.3 生物质炭添加对浸出液Cu、Zn的影响研究 |
| 4.2 生物质炭添加对酸雨淋溶下污染土壤理化性质和重金属的影响 |
| 4.2.1 生物质炭添加对重金属污染土壤pH的影响 |
| 4.2.2 生物质炭添加对重金属污染土壤养分的影响 |
| 4.2.3 生物质炭添加对土壤有效Cu、有效Zn的影响 |
| 4.3 生物质炭添加对酸雨淋溶下污染土壤土壤酶的影响 |
| 4.4 生物质炭添加对土壤各个性状相关性和方差分析 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
| 参考文献 |
（6）畜禽粪污中FQs类抗生素的污染水平及在紫色土中迁移转化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景、目的和意义 |
| 1.2 国内外相关研究进展 |
| 1.2.1 环境中抗生素的来源与危害 |
| 1.2.2 FQs分类及使用量 |
| 1.2.3 畜禽粪污中FQs的污染情况 |
| 1.2.4 土壤中FQs的污染水平及影响因素 |
| 1.2.5 FQs在土壤中的迁移转化过程 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 创新点 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 实验材料与测试方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 样品中FQs的检测方法 |
| 2.2.1 样品中FQs的提取与富集 |
| 2.2.2 高效液相色谱法检测FQs |
| 2.2.3 质量控制 |
| 2.3 研究区域的选择 |
| 2.4 土壤理化性质的测试方法 |
| 2.5 土壤微生物指标的测试方法 |
| 2.5.1 脱氢酶含量的测定 |
| 2.5.2 细菌群落结构分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 畜禽粪污中FQs污染特征研究 |
| 3.1 畜禽粪污样品的采集与分析 |
| 3.1.1 畜禽养殖场概况 |
| 3.1.2 采样点布设和样品采集 |
| 3.1.3 样品处理与检测 |
| 3.2 畜禽废水中FQs的污染特征 |
| 3.2.1 畜禽废水中FQs的浓度及检出率 |
| 3.2.2 季节变化对废水中FQs浓度的影响 |
| 3.2.3 畜禽废水处理系统对FQs的去除效果 |
| 3.2.4 畜禽废水中FQs对土壤的污染负荷 |
| 3.3 畜禽粪便中FQs的污染特征 |
| 3.3.1 畜禽鲜粪中FQs的浓度及检出率 |
| 3.3.2 堆肥对畜禽粪便中FQs浓度的影响 |
| 3.3.3 畜禽粪便中FQs对土壤的污染负荷 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 重庆地区农业土壤中FQs污染现状及风险评估 |
| 4.1 重庆市农业土壤中FQs的污染状况 |
| 4.2 蔬菜种植区土壤中FQs污染特征 |
| 4.2.1 土壤样品采集与分析 |
| 4.2.2 土壤中FQs的浓度及检出率 |
| 4.2.3 蔬菜种植区类型对土壤中FQs浓度的影响 |
| 4.2.4 蔬菜类型对土壤中FQs浓度的影响 |
| 4.2.5 季节变化对土壤中FQs浓度的影响 |
| 4.3 蔬菜种植区土壤中FQs的生态和人体健康风险评估 |
| 4.3.1 土壤生态风险评估 |
| 4.3.2 地表水的输入量评估 |
| 4.3.3 人体健康风险评估 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 紫色土对FQs的吸附解吸过程研究 |
| 5.1 吸附实验的材料与方法 |
| 5.1.1 紫色土的采集与处理 |
| 5.1.2 吸附-解吸实验 |
| 5.1.3 红外光谱 |
| 5.2 紫色土对FQs的吸附过程 |
| 5.2.1 动力学过程 |
| 5.2.2 等温吸附线 |
| 5.3 紫色土吸附FQs的影响因素 |
| 5.3.1 溶液pH值的影响 |
| 5.3.2 溶液离子强度的影响 |
| 5.3.3 土壤有机质的影响 |
| 5.4 紫色土吸附FQs的机理探讨 |
| 5.4.1 紫色土吸附FQs的吸附能 |
| 5.4.2 红外光谱分析 |
| 5.4.3 紫色土吸附FQs的机理 |
| 5.5 FQs在紫色土中的解吸 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 FQs在紫色土壤中的降解过程及影响因素研究 |
| 6.1 降解实验的材料与方法 |
| 6.1.1 紫色土负载FQs |
| 6.1.2 降解实验过程 |
| 6.1.3 样品的测试与分析 |
| 6.2 FQs在紫色土中降解过程 |
| 6.2.1 FQs在紫色土中降解的动力学过程 |
| 6.2.2 FQs在土壤中的降解途径 |
| 6.3 FQs在紫色土中降解的影响因素 |
| 6.3.1 初始浓度的影响 |
| 6.3.2 土壤含水率的影响 |
| 6.3.3 环境温度的影响 |
| 6.3.4 土壤深度的影响 |
| 6.4 FQs对紫色土中微生物群落结构的影响 |
| 6.4.1 细菌群落多样性变化 |
| 6.4.2 细菌群落结构变化 |
| 6.4.3 土壤中降解FQs的微生物 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 FQs在紫色土中的淋溶过程及影响因素研究 |
| 7.1 淋溶实验的材料与方法 |
| 7.1.1 淋溶实验土壤 |
| 7.1.2 淋溶实验装置 |
| 7.1.3 淋溶实验及条件 |
| 7.2 FQs在紫色土中淋溶潜力评价 |
| 7.3 FQs在紫色土中淋溶的影响因素 |
| 7.3.1 淋滤液中FQs含量变化 |
| 7.3.2 淋溶液pH值对FQs分布的影响 |
| 7.3.3 初始浓度对FQs分布的影响 |
| 7.4 农业土壤中FQs的迁移阻断措施 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读博士学位期间发表的论文和专利目录 |
| B.作者在攻读博士学位期间参加的科研项目及得奖情况 |
| C.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（7）攀西永兴镇工矿区农田土壤重金属污染特征及淋溶试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 选题依据 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染的危害 |
| 1.1.3 攀西地区土壤污染及现状 |
| 1.1.4 攀西地区的酸雨研究现状 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土壤中重金属来源 |
| 1.2.2 重金属在土壤中的迁移转化及主要影响因素研究概况 |
| 1.2.3 土壤重金属的生物有效性与人体健康风险评价 |
| 1.2.4 土壤重金属淋溶特征研究 |
| 1.3 研究意义 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 研究区地理概况及地质背景 |
| 2.1 地理气候条件 |
| 2.2 人口及社会经济 |
| 2.3 地质概况 |
| 2.3.1 构造 |
| 2.3.2 地层 |
| 2.3.3 地形地貌 |
| 2.4 区域水文地质 |
| 2.4.1 含水层特征 |
| 2.4.2 补给、径流、排泄条件 |
| 2.4.3 浅层地下水化学特征 |
| 第3章 研究方法 |
| 3.1 样品的采集 |
| 3.2 样品预处理与测试方法 |
| 3.2.1 样品预处理 |
| 3.2.2 样品的相关测试分析方法 |
| 3.3 数据处理 |
| 3.4 淋溶实验 |
| 3.4.1 试验设计 |
| 3.4.2 模拟实验过程 |
| 第4章 研究区土壤重金属污染状况 |
| 4.1 土壤环境质量标准 |
| 4.2 土壤重金属污染状况 |
| 4.2.1 土壤理化性质 |
| 4.2.2 土壤理化性质之间的关系 |
| 4.2.3 土壤重金属含量分布特征 |
| 4.2.4 土壤重金属污染评价 |
| 4.3 典型土壤剖面重金属分布 |
| 4.3.1 土壤剖面基本理化性质 |
| 4.3.2 土壤剖面重金属分布 |
| 4.3.3 土壤剖面重金属含量与理化性质的相关性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 农田土壤重金属来源解析 |
| 5.1 重金属与其他元素相关性分析 |
| 5.2 主成分分析 |
| 5.3 重金属相关性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 土壤重金属现场淋溶实验研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 供试土壤 |
| 6.1.2 实验方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 淋出液中重金属含量变化特征 |
| 6.2.2 淋溶后重金属的垂向分布规律 |
| 6.2.3 淋溶土柱中土壤重金属累积释放量和释放率特征 |
| 6.3 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
（8）尾矿材料重金属释放机理及其运移规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 重金属淋溶释放研究现状 |
| 1.2.2 重金属运移研究现状 |
| 1.2.3 重金属运移数值模拟研究现状 |
| 1.3 研究内容和研究路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究路线 |
| 第二章 供试材料理化特性 |
| 2.1 供试尾矿理化特性 |
| 2.1.1 尾矿化学成分分析 |
| 2.1.2 尾矿颗粒粒径级配 |
| 2.1.3 尾矿渗透特性 |
| 2.2 供试土壤理化特性 |
| 2.2.1 土壤化学成分分析 |
| 2.2.2 土壤物理特性分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 尾矿重金属淋溶释放规律研究 |
| 3.1 尾砂重金属浸出规律及其影响机制 |
| 3.1.1 pH对重金属溶解释放影响 |
| 3.1.2 粒度对重金属溶解释放影响 |
| 3.2 尾砂重金属淋溶释放规律研究 |
| 3.2.1 不同粒径尾矿重金属淋溶释放规律 |
| 3.2.2 pH对尾砂重金属淋溶释放影响 |
| 3.2.3 淋溶前后尾矿形貌变化分析 |
| 3.2.4 淋溶前后尾矿比表面积和孔径变化 |
| 3.3 重金属淋溶释放模型 |
| 3.3.1 尾矿重金属淋溶释放模型 |
| 3.3.2 尾矿重金属释放量预测 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 重金属土柱运移试验研究 |
| 4.1 重金属运移机理 |
| 4.2 土壤重金属吸附特性研究 |
| 4.2.1 重金属等温吸附平衡时间 |
| 4.2.2 不同初始浓度下重金属等温吸附特性 |
| 4.2.3 重金属吸附动力学分析 |
| 4.3 重金属运移规律试验研究 |
| 4.3.1 氯离子穿透运移规律 |
| 4.3.2 不同pH值下重金属穿透曲线 |
| 4.3.3 离子强度对重金属运移影响 |
| 4.3.4 溶液流速对重金属运移影响 |
| 4.4 重金属运移模型 |
| 4.4.1 土壤重金属运移模型 |
| 4.4.2 模型参数 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 重金属运移数值模拟与预测 |
| 5.1 软件简介 |
| 5.1.1 VisualMODFLOW简介 |
| 5.1.2 模型原理和方法 |
| 5.2 重金属运移数值模型 |
| 5.2.1 研究区水文地质概况 |
| 5.2.2 运移模型概化 |
| 5.2.3 计算边界条件、汇源项和参数 |
| 5.3 重金属运移数值模拟分析 |
| 5.3.1 模型参数对运移结果影响分析 |
| 5.3.2 重金属污染范围预测 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A(攻读硕士学位期间发表的论文及专利) |
| 附录 B(攻读硕士学位期间参与的科研项目) |
（9）缙云山典型林分土壤环境与土壤呼吸对酸雨的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 酸雨概况 |
| 1.2.2 酸雨对土壤化学性质的影响 |
| 1.2.3 酸雨对土壤酶活性的影响 |
| 1.2.4 酸雨对土壤微生物的影响 |
| 1.2.5 酸雨对土壤呼吸的影响 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.4.1 土壤温湿度与化学性质对酸雨的响应 |
| 1.4.2 土壤酶活性对酸雨的响应 |
| 1.4.3 土壤微生物对酸雨的响应 |
| 1.4.4 土壤呼吸对酸雨的响应 |
| 1.4.5 酸雨对于土壤环境作用效果的综合评价 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气候特征 |
| 2.1.3 植被特征 |
| 2.1.4 土壤特征 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 土壤呼吸的测定 |
| 2.4 降雨、大气温度与土壤温湿度的测定 |
| 2.5 |
| 2.6 数据分析 |
| 3 土壤温湿度对酸雨的响应 |
| 3.1 气温与降雨变化特征 |
| 3.2 酸雨下土壤温湿度变化特征 |
| 3.2.1 酸雨下土壤温度变化特征 |
| 3.2.2 酸雨下土壤湿度变化特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 土壤化学性质对酸雨的响应 |
| 4.1 酸雨下土壤pH值变化特征 |
| 4.2 酸雨下土壤有机质含量变化特征 |
| 4.3 酸雨下土壤全氮含量变化特征 |
| 4.4 酸雨下土壤碳氮比变化特征 |
| 4.5 酸雨下土壤水解氮含量变化特征 |
| 4.6 酸雨下土壤全磷含量变化特征 |
| 4.7 酸雨下细根生物量变化特征 |
| 4.8 小结 |
| 5 土壤酶活性对酸雨的响应 |
| 5.1 酸雨下土壤蔗糖酶活性变化特征 |
| 5.2 酸雨下土壤纤维素酶活性变化特征 |
| 5.3 酸雨下土壤脲酶活性变化特征 |
| 5.4 酸雨下土壤酸性磷酸酶活性变化特征 |
| 5.5 小结 |
| 6 土壤微生物对酸雨的响应 |
| 6.1 酸雨下土壤微生物生物量碳变化特征 |
| 6.2 酸雨下土壤微生物生物量氮变化特征 |
| 6.3 酸雨下土壤微生物群落结构的响应 |
| 6.4 酸雨下土壤指示性菌群的响应 |
| 6.5 酸雨下土壤微生物群落结构变化的驱动因素 |
| 6.6 小结 |
| 7 土壤呼吸对酸雨的响应 |
| 7.1 酸雨下土壤呼吸变化特征 |
| 7.1.1 土壤呼吸日际变化特征 |
| 7.1.2 土壤呼吸月际变化特征 |
| 7.1.3 土壤呼吸年际变化特征 |
| 7.1.4 酸雨对土壤呼吸中异养呼吸占比的影响 |
| 7.2 土壤呼吸与环境因子关系 |
| 7.2.1 土壤呼吸与土壤温度关系 |
| 7.2.2 土壤呼吸与土壤湿度关系 |
| 7.2.3 土壤呼吸与土壤水热双因子关系 |
| 7.2.4 酸雨下土壤呼吸的温度敏感性(Q10)变化 |
| 7.2.5 土壤呼吸与土壤性质的关系 |
| 7.3 小结 |
| 8 酸雨对于土壤环境作用效果的综合评价 |
| 8.1 主成分分析与评价 |
| 8.2 灰色关联度分析与评价 |
| 8.3 熵值赋权的DTOPSIS法分析与评价 |
| 8.4 小结 |
| 9 结论、创新点和展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 成果目录 |
| 导师简介 |
| 致谢 |
（10）污泥重金属在土壤-水-林木系统中迁移转化特征及生态风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 污泥处置现状 |
| 1.2 污泥林地利用前景 |
| 1.3 污泥林地利用对土壤性质和植物生长的影响 |
| 1.4 污泥林地利用过程中重金属迁移转化特征 |
| 1.4.1 污泥中主要重金属的含量水平 |
| 1.4.2 污泥重金属在林地土壤中的累积、迁移和形态转化 |
| 1.4.3 植物对污泥重金属的吸收和富集 |
| 1.4.4 污泥重金属向地表水的迁移和转化 |
| 1.4.5 污泥重金属淋溶迁移对地下水的影响 |
| 1.5 污泥林用过程中重金属生态风险评价 |
| 1.5.1 生态风险评价的相关标准和方法 |
| 1.5.2 污泥土地利用过程中重金属的生态风险评价 |
| 1.6 本研究的研究背景 |
| 1.7 本研究目的与意义 |
| 第2章 污泥林用过程中土壤性质的变化和重金属的迁移转化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区概况 |
| 2.2.2 污泥和土壤基本性质 |
| 2.2.3 试验设计 |
| 2.2.4 土壤采样和分析 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 污泥施用后人工林表层土壤理化性质的变化 |
| 2.3.2 重金属在人工林土壤中的垂直迁移特征 |
| 2.3.3 重金属在人工林土壤中的形态分布和变化 |
| 2.3.4 重金属在人工林土壤中的迁移系数 |
| 2.3.5 污泥施用后人工林土壤重金属生态风险评估 |
| 2.4 本章讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 污泥重金属在土柱中的淋溶迁移和释放特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 样品采集与分析方法 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 淋溶过程中淋滤液重金属浓度动态变化 |
| 3.3.2 污泥重金属累积释放量 |
| 3.3.3 污泥重金属淋出率 |
| 3.3.4 淋溶过程中污泥重金属在土柱不同深度的分布特征 |
| 3.3.5 土柱中重金属的生态风险评估 |
| 3.4 本章讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 不同苗木对污泥的适应性和重金属的吸收累积 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 土壤样品采样和分析 |
| 4.2.4 植物样品采集和分析 |
| 4.2.5 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同污泥施用量的基质基本理化性质 |
| 4.3.2 三种苗木对不同污泥施用量的生长响应 |
| 4.3.3 三种苗木对污泥重金属的吸收累积 |
| 4.3.4 三种苗木对污泥重金属的修复能力 |
| 4.3.5 重金属在栽培基质中的残留 |
| 4.3.6 盆栽基质中重金属的生态风险评价 |
| 4.4 本章讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 林木凋落物分解对污泥重金属迁移转化特征的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验设计 |
| 5.2.3 样品分析方法 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 凋落物分解对施用污泥的各处理土壤pH值的影响 |
| 5.3.2 凋落物分解对污泥重金属淋溶迁移的影响 |
| 5.3.3 凋落物分解对进入土壤的污泥重金属形态的影响 |
| 5.3.4 凋落物分解对污泥重金属形态分布指数的影响 |
| 5.4 本章讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 模拟酸雨对污泥重金属在土壤中淋溶迁移的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设计 |
| 6.2.3 样品采集与分析方法 |
| 6.2.4 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 模拟酸雨对淋滤液重金属浓度的影响 |
| 6.3.2 模拟酸雨对重金属累积释放量的影响 |
| 6.3.3 模拟酸雨对重金属释放率的影响 |
| 6.3.4 模拟酸雨对重金属在不同土层分布的影响 |
| 6.3.5 模拟酸雨对重金属形态分布的影响 |
| 6.4 本章讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 讨论与结论 |
| 7.1 讨论 |
| 7.1.1 污泥林用过程中重金属在土壤中的残留和生态风险 |
| 7.1.2 污泥林用过程中重金属进入浅层地下水的可能性和潜在生态风险 |
| 7.1.3 林木对污泥重金属的吸收及适应 |
| 7.1.4 林木凋落物分解对重金属存在形态的影响 |
| 7.1.5 酸雨对林用污泥重金属淋溶迁移的影响 |
| 7.1.6 建议与展望 |
| 7.2 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 博士在读期间主要科研成果 |
四、红壤中微量元素锌在酸雨淋溶下的释放特征研究（论文参考文献）
- [1]珠江三角洲平原海陆交互背景下土壤中镉的迁移转化规律研究[D]. 王芳婷. 中国地质大学, 2021(02)
- [2]鼠李糖脂改性纳米零价铁对镍污染土壤修复及机理研究[D]. 桑丽. 华东理工大学, 2021(08)
- [3]老化作用对生物炭内源铜镉释放及稳定性的影响[D]. 沈露露. 安徽理工大学, 2020(07)
- [4]赣南某离子型稀土矿区土壤中锰的赋存形态与释放特性研究[D]. 卢陈彬. 江西理工大学, 2020
- [5]模拟酸雨条件下生物质炭添加对Cu、Zn污染土壤的影响[D]. 燕超. 南京林业大学, 2020(01)
- [6]畜禽粪污中FQs类抗生素的污染水平及在紫色土中迁移转化研究[D]. 李余杰. 重庆大学, 2020
- [7]攀西永兴镇工矿区农田土壤重金属污染特征及淋溶试验研究[D]. 刘敏. 成都理工大学, 2020(04)
- [8]尾矿材料重金属释放机理及其运移规律研究[D]. 杨玉婷. 昆明理工大学, 2020(04)
- [9]缙云山典型林分土壤环境与土壤呼吸对酸雨的响应[D]. 李一凡. 北京林业大学, 2019(04)
- [10]污泥重金属在土壤-水-林木系统中迁移转化特征及生态风险研究[D]. 储双双. 华南农业大学, 2019
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