一、重庆市蔬菜基地土壤中重金属含量及污染特征（论文文献综述）
邓继宝[1]（2021）在《连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属积累及土壤微生物群落多样性的影响》文中认为畜禽粪肥为菜田土壤提供各种营养元素和有机质,同时也改变了菜田土壤的微环境。随着我国规模化、集约化养殖场的发展,未经处理的畜禽粪肥导致了大量的重金属元素进入土壤环境中,尤其是连续施用畜禽粪肥引起的菜田土壤重金属污染问题日益严重。然而,目前连续施用畜禽粪肥导致菜田土壤重金属的积累情况和所产生污染风险及评价,尚缺乏研究资料。同时连续施用含有重金属的畜禽粪肥对菜田土壤微生物群落多样性影响也不明确。因此,本文选择位于重庆璧山区、北碚区的两个蔬菜基地作为监测点,连续6年采用田间定位试验研究畜禽粪肥种类、用量、处理方法等对菜田土壤中重金属Cu、Zn、Pb、Ni、Cd、Cr、Hg含量积累的影响,并评价菜田土壤中重金属污染程度,以及对菜田土壤微生物群落结构变化的影响。主要结果如下:（1）连续6年施用畜禽粪肥增加了监测点菜田土壤部分重金属积累量。在2018年3月-2019年7月两年间,璧山监测点菜园土壤重金属元素Cu、Zn、Pb、Cr、Hg元素分别增加了2.99%～162.08%、3.22%～88.62%、5.28%～38.79、5.14%～28.48%、5.01%～191.95%,但使Ni元素含量降低了12.60%～24.27%,北碚监测点菜园土壤中Zn、Hg元素分别增加了1.94%～8.96%、7.52%～51.89%,Cu、Pb、Ni元素含量分别降低了5.25%～15.68%、6.83%～15.19%、15.38%～23.31%。（2）连续6年施用畜禽粪肥改变了监测点菜田土壤酸碱度。璧山监测点菜园土壤pH随猪粪施加量增加土壤pH亦增加。施加鸡粪畜禽粪肥降低了璧山监测点菜田土壤pH。腐熟鸡粪处理降低了北碚监测点菜园土壤pH。在相关性分析中,璧山监测点土壤pH与重金属Ni有显着相关关系;在北碚监测点菜园土壤pH与重金属Pb、Cr有显着相关关系。璧山监测点菜园土壤重金属Cu和Ni、Hg之间存在显着相关性（p<0.05）,Pb和Cu、Ni之间存在极显着相关性。北碚监测点菜园土壤重金属Cu与Zn、Pb、Ni、Cd、Cr、Hg都具有显着相关性。Pb与Ni、Cd、Cr、Hg具有极显着相关（p<0.01）。Cd与Cr不呈现相关性,与其它元素都呈现相关性。（3）采用单因子污染指数污染评估发现,璧山监测点和北碚监测点的菜田土壤在连续施畜禽粪肥后,两监测点菜田土壤中6种重金属（Cu、Zn、Pb、Ni、Cr、Hg）处于清洁水平,璧山监测点Cd处于重度污染,北碚监测点处于中度污染至重度污染。而且内梅罗污染指数指出两监测点都处于重度污染。（4）采用地址积累指数法评估发现,在连续施畜禽粪肥处理后,璧山监测点菜田土壤重金属Ni、Cr无污染,Pb轻度污染,Cd和Hg在中强度污染以上。连续施畜禽粪肥使北碚监测点菜田土壤受到Pb、Cd和Hg严重污染。（5）采用潜在生态危害指数评估发现,在连续施畜禽粪肥处理后,璧山监测点和北碚监测点的菜田土壤Cu、Zn、Pb、Ni、Cr 5种重金属元素都处于低潜在风险等级,Cd和Hg的潜在风险等级在高等以上。并且连续施畜禽粪肥使两监测点菜田土壤的综合潜在风险程度都极强。（6）连续6年施用畜禽粪肥处理下,璧山监测点菜田土壤微生物多样性是施肥处理高于对照处理,而北碚监测点菜田土壤微生物多样性变化没有统一的规律。连续施畜禽粪肥增加了璧山和北碚监测点菜田土壤的放线菌门（Actinobacteriota）、变形菌门（Proteobacteria）、子囊菌门（Ascomycota）的相对丰度,降低了璧山监测点被孢霉门（Mortierellomycota）和北碚监测点油壶菌门（Olpidiomycota）的相对丰度。并使放线菌门（Actinobacteriota）、变形菌门（Proteobacteria）、子囊菌门（Ascomycota）成为北碚和璧山两地区菜园土壤中最优势的菌门。（7）在属水平上,连续6年施用畜禽粪肥降低了璧山监测点菜田土壤norank＿f＿JG30-KF-AS9的相对丰度,鸡粪和猪粪处理增加了被孢霉属（Mortierella）的相对丰度。施加鸡粪降低了北碚监测点菜田土壤芽孢杆菌属（Bacillus）的相对丰度,增加了油壶菌属（Olpidium）的相对丰度。（8）连续6年施用畜禽粪肥后,在门分类水平上,璧山菜园土壤中厚壁菌门（Firmicutes）与Zn、Cd都存在显着相关性,绿弯菌门（Chloroflexi）与重金属Ni、pH值都呈现显着负相关。Monoblepharomycota与Cd也有显着正相关。捕虫霉门（Zoopagomycota）与Zn、Cd、pH有显着相关性。在北碚菜园土壤中,绿弯菌门（Chloroflexi）与重金属Zn有显着正相关,子囊菌门（Ascomycota）与pH值具有显着正相关。重金属Zn普遍对菜园土壤微生物的组成有影响。
陈莹[2]（2021）在《重庆市农地土壤Pb、Cd有效性评价方法筛选及其团聚体分布特征研究》文中指出作物重金属累积主要受土壤中重金属有效性的制约,由于土壤种类和污染特征的差异,目前尚无公认的有效态测定方法,难以实现对不同区域和不同类型土壤重金属有效性的比较与评价。同时已有研究大多从土壤整体出发探讨重金属有效性,对于土壤组分性质与重金属生物有效性的关系研究比较匮乏。重金属进入土壤环境中的形态转化与分配受土壤组分性质的制约,同一土壤中不同粒径团聚体组分的组成和性质存在较大差异,从而影响重金属的转化、分配与有效性,但目前对于重金属的物理库容特征及其与生物有效性的关系的研究仍然较少。本研究选择重庆市4种性质差异较大的典型农地土壤:酸性紫色土、中性紫色土、石灰性黄壤和钙质紫色土,系统比较了0.01mol·L-1氯化钙（Ca Cl2）、1mol·L-1醋酸铵（NH4OAc）、0.1mol·L-1盐酸（HCl）、0.05mol·L-1乙二胺四乙酸二钠盐（EDTA）和0.005mol·L-1二乙基三胺五乙酸（DTPA）这5种化学提取方法与梯度扩散薄膜技术（DGT）对供试土壤中Pb、Cd的提取能力,并以黑麦草为指示植物开展盆栽试验,探讨不同提取剂提取量与植物Pb和Cd累积能力的相关性,进而综合评价不同方法的适宜性,以筛选建立适宜土壤Pb、Cd有效性评价的方法。同时对供试土壤进行团聚体筛分,对不同粒径团聚体颗粒中Pb、Cd有效态及各形态的分布情况进行探讨,为建立以有效态含量为基础的统一的土壤环境质量评价方法提供基础。本研究获得的主要结论如下:（1）不同提取方法对土壤中Pb和Cd的提取能力随土壤类型的不同存在明显差异:酸性紫色土和石灰性黄壤中以HCl-Pb提取态含量最高,中性紫色土和钙质紫色土中则以EDTA-Pb提取态含量最高;除钙质紫色土以EDTA-Cd提取态含量最高外,其余3种土壤则是以HCl-Cd提取态含量最高。（2）在相同类型土壤上,除Ca Cl2-Pb外,不同提取剂提取量与植物吸收量之间均存在显着正相关关系,因此均可用于Pb、Cd有效性的评价,Ca Cl2因对Pb的提取能力很低且与植物吸收量无显着相关性,不适用于Pb有效性评价。在不同类型土壤中,EDTA-Pb提取态和DGT-Cd提取态含量与黑麦草地上部Pb和Cd含量相关性最高,相关系数分别为0.941和0.919,说明EDTA提取适用于不同类型土壤间Pb生物有效性的比较与评价,而Cd则以DGT技术最好,化学提取剂中以HCl较为适宜。（3）4种不同类型土壤中,综合考虑各粒级团聚体的质量和重金属含量发现,当外源重金属进入土壤环境后,Pb、Cd在不同类型土壤不同粒径大小团聚体颗粒中的分布情况存在差异。其中3种紫色土的粉黏粒团聚体颗粒（<0.053mm）中Pb的总量（T-Pb）、Cd的总量（T-Cd）分配最高,占土壤T-Pb的26.93%-54.69%,土壤T-Cd的15.33%～33.58%。而石灰性黄壤中T-Pb、T-Cd富集量最高值出现在0.5～1mm的中团聚体颗粒中,占其T-Pb的29.93%,占其T-Cd的18.51%。重金属总量对重金属的生物有效性有很大地影响,3种紫色土中的Pb、Cd主要富集在粒径<0.053 mm的团聚体颗粒中,该粒径大小的团聚体颗粒对控制其Pb、Cd生物有效性高低有很大关联。（4）有效态占该粒径重金属总量的比例（有效占比）可反映各粒径中重金属的相对活性,四种类型土壤中控制土壤Pb、Cd有效性的主要物理组分各不相同。当外源重金属进入土壤后,4种土壤中的有效Cd占比的分布规律与Pb存在明显差异。外源添加Pb后,酸性紫色土中0.5～1mm的中团聚体颗粒的有效Pb占比高于该类型土壤中其他粒径的团聚体颗粒,占比为34.31%,中性紫色土0.053～0.25mm的微团聚体中有效Pb占比最大,为34.52%,而石灰性黄壤和钙质紫色土中有效Pb占比最大的1～2mm粒径大小的大团聚体颗粒,分别为26.18%和34.76%。当外源Cd进入土壤后,酸性紫色土0.053～0.25 mm的团聚体颗粒中有效Cd占比最高,高达52.05%,中性紫色土中有效Cd占比最高值出现在1～2 mm的大团聚体颗粒中,占比为46.23%,石灰性黄壤中各粒径团聚体颗粒中有效Cd占比无明显差异,钙质紫色土以粒径<0.053mm的粉黏粒团聚体颗粒中该占比最高,但仅为12.54%。其中,酸性紫色土中0.053～0.25 mm的微团聚体颗粒中的有效Cd占比很高,这与其Cd生物有效性高密切相关,而石灰性黄壤中各粒径团聚体颗粒中的Cd活性无明显差异,这也导致生长其中的黑麦草Cd富集量小,生物有效性低的原因之一。（5）不同粒径团聚体颗粒中重金属Pb、Cd的形态差异明显。外源Pb进入土壤后,酸性紫色土粒径<0.053 mm的粉黏粒团聚体中可交换态Pb含量占土壤Pb全量的比例最高,为33.03%,在酸性紫色土中的黑麦草富集Pb的能力强,粉黏粒团聚体颗粒对控制Pb的生物有效性高低存在密切关联。而中性紫色土中可交换态Pb含量占比较本底土壤明显减少,而各不同粒级团聚体颗粒中的铁锰结合态Pb含量增幅较为明显,以粒径<0.053 mm的团聚体颗粒中的铁锰结合态Pb含量最高,此时中性紫色土中的Pb由活性较高的可利用态转化到了活性较低的可潜在利用态,这也致使其Pb的生物有效性明显低于酸性紫色土中的Pb。石灰性黄壤最为明显的变化发生在铁锰结合态Pb,增幅范围高达27%～38%。钙质紫色土较其余3种土壤变化情况存在明显差异的是其碳酸盐结合态Pb所占比例明显提高,致使其可利用态Pb含量所占比例整体是有明显增加的,生长在钙质紫色土中的黑麦草对Pb的富集能力仅低于酸性紫色土,这与其可利用态Pb含量较高存在直接联系。外源重金属Cd进入土壤后,此时4种污染土壤可利用态Cd分布最多的是在1～2mm粒径的含有更多有机质的大团聚体颗粒中。酸性紫色土中的各粒径团聚体颗粒中的可利用态Cd均相较其余3种土壤高,Cd的生物有效性强,与黑麦草盆栽实验结果一致,生长在酸性紫色土中的黑麦草富集Cd的能力明显强于其余3种土壤。
尼洛支杰[3]（2021）在《渝东北佛手产地土壤环境安全与风险评价》文中认为土壤是植物生长所必需的,不管是作物还是其他的植物都离不开土壤,土壤环境与农产品有不可分割的联系,间接性地对人类的健康构成威胁。随着社会的发展工业、农业等都已机械化,给人类的生产生活带来了便捷。但与此同时,也给我们带来了很多的负面影响。如汽车尾气的排放、农药的滥用、污水的浇灌等给土壤环境造成污染。本研究以渝东北佛手产地土壤为研究对象,通过前期大量的文献查阅,掌握佛手产地土壤-佛手体系的状况,并采集了样品,采用单因子指数法、内梅罗指数法、地累积指数法对佛手产地土壤环境质量进行评价,最后得到了以下实验结论。1、通过实验测得渝东北佛手产地的土壤p H范围在4.56-7.27之间,平均值为5.78,属于微酸至中性土壤,而佛手种植的最佳p H在5.2-6.0,渝东北土壤适合佛手的种植。研究区中速效氮含量平均值为80.06 mg/kg;速效钾的含量平均值为92.44 mg/kg;研究区土壤中全氮的含量平均值为0.87 g/kg;速效磷含量的平均值为15.48 mg/kg;有机质含量的平均值为25.82 g/kg。总体来说,渝东北佛手产地的土壤养分处于较缺乏状态。2、对渝东北佛手产地的土壤中重金属统计分析得出,东北佛手产地的土壤中Cd、Cu、Zn、Ni、Cr、Hg、As、Pb等8种重金属含量都没有超标的现象,土壤环境受重金属污染的风险很小,可忽略不计。研究区所有土壤重金属镉数据分布呈正态分布,其余重金属数据都呈非正态分布。佛手中重金属镉含量的均值为0.006 mg/kg;铬含量的均值为0.26 mg/kg;铜含量的均值为2.85 mg/kg;锌含量的均值为6.06 mg/kg;汞含量的均值为0.006 mg/kg;砷含量的均值为0.13 mg/kg;铅含量的均值为0.05mg/kg;镍含量的均值为0.4 mg/kg。8种重金属均在《中国药典》（2020版）的限量范围之内,佛手质量重金属污染风险很低。3、渝东北佛手产地土壤中农药残留分析知,滴滴涕总量为74.92μg/kg,六六六总量为24.35μg/kg,都小于农用地土壤污染风险筛选值0.10 mg/kg。其他有机污染物的含量也远低于风险筛选值（GB 15618-2018）,渝东北佛手产地的土壤没有受到有机污染物的污染。佛手中滴滴涕总量为3.30μg/kg,六六六总量为6.26μg/kg均小于药用植物及制剂外经贸绿色行业标WM/T2-2004规定的0.1 mg/kg,土壤环境质量良好。4、通过对佛手的品质进行相关性分析得出,研究区域佛手中橙皮苷含量最高的是忠县永丰镇黎明村,其百分含量为0.14%;最低是云阳县养鹿镇佛手村,其百分含量为0.04%,且均高于《中国药典》（2020版）规定的阈值0.03%。此外土壤养分与佛手相关性研究显示的相关速效钾、速效磷与佛手有显着的相关性,而重金属与佛手品质相关分析结果表明,重金属铅、汞、铜、锌与佛手也有较强的相关性,研究区域佛手存在一定的重金属铅、汞、铜、锌的污染。5、运用单因子指数法、内梅罗指数法、地累积指数法等对渝东北佛手产地土壤环境质量进行评价。用单因子指数法评价时结果显示出研究区佛手产地中有一个样点（梁平区仁贤镇长龙村）的镉污染指数Pi为1.03,超出分级评价的值1,说明长龙村这个样点的土壤达轻微污染的级别,其余Pi值均小于1,没有污染。用内梅罗指数评价得到的结果是有一个样点（梁平区仁贤镇长龙村）的内梅罗指数为0.76,介于0.75-1.0之间,达到了污染的警戒线。另外安平村和白龙村土壤内梅罗指数为0.72,接近污染的阈值。采样地累积指数法评价得出重金属镉的地累积指数大于0的有两个,分别是万州区余家镇安平村和梁平区仁贤镇长龙村,说明这两个样点已受到轻微的重金属镉污染,需加强对其治理、防控。总体而言,渝东北佛手产地的土壤环境质量状况良好,没有严重的污染风险。
贾中民[4]（2020）在《渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价》文中研究说明土壤重金属污染关系生态系统健康和农产品质量安全,进而影响人体健康,受到国内外的广泛关注。有研究深入分析了城市和农业土壤重金属污染特征,并评价了土壤重金属污染的生态健康风险,有利于土壤环境质量的提高和人居环境的改善。然而重庆市作为四大直辖市之一,其城镇快速发展区土壤与农作物重金属污染水平、生态环境和健康风险评价的系统研究相对有限。重庆市西北部的潼南区、合川区、铜梁区和大足区是建设主城菜篮子基地、实现重庆市农业现代化的重要区域之一,城郊特色效益农业潜力巨大,为重庆市民提供了大量的粮油、生猪、水产、蔬菜等主要农产品的供给保障,开展该区域土壤重金属的系统研究十分必要。为更好地了解渝西北地区（潼南区、合川区、铜梁区和大足区）土壤重金属生态环境风险及农产品对人体健康的影响,在4个区高密度采集了土壤样品1695件,采集水稻籽实101件、玉米籽实139件和叶类蔬菜88件,以及各类作物相同数量的根系土,按照相关规范要求,分析测试各类样品8种重金属元素含量、部分土壤样品重金属7步形态和其他相关理化指标。在此基础上,采用地统计学理论、GIS技术、多元回归分析、污染评价与源解析及生态健康风险评价等多种方法,系统研究了以下几个问题:（1）研究区土壤重金属含量水平及空间分布特征;（2）土壤重金属污染种类、程度及范围,查明重金属污染的主要来源及其贡献率;（3）土壤—作物系统重金属元素迁移累积特征及其安全性,并构建农作物超标重金属含量吸收模型;（4）表层土壤与农作物重金属元素的生态环境风险和健康风险水平。以期为当地土壤污染防治、农作物安全性及生态环境与人体健康风险管理等提供理论依据。主要结论如下:1.渝西北表层土壤As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn平均含量分别为6.21、0.33、75.49、6.99、0.077、27.9、35.24和87.91 mg·kg-1。除Cr元素含量略低于背景值外,As、Cd、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn元素平均值均超过背景值,7种重金属元素在表层土壤不同程度累积,Cd元素是背景值的3.01倍,累积效应最大,其余6种元素是背景值的1.07～1.28倍。2.空间变异分析结果表明Cd、Pb元素拟合为线性模型,As、Ni元素拟合为球状模型,其余元素理论模型拟合为指数模型。8种元素的块基比[C0/（C0+C）]介于0.40～0.71之间,属于中等程度空间自相关关系,说明它们的空间变异受到结构性因素和随机性因素的共同影响。克里格插值结果显示,研究区除Hg在东部含量较高外,Zn、Cd、Pb、As、Ni、Cu和Cr 7种元素在研究区西部含量较高,且元素含量空间分布与地层界线基本耦合,但Cd和Pb存在局部的高值区,表明研究区土壤重金属含量明显受控于成土母质及成土作用过程,而Cd、Hg和Pb元素还受到人类活动的影响。3.研究区土壤Cr、Ni、Cu、Zn和As元素含量主要受地层（成土母岩）控制,更接近于强烈的空间自相关;而Hg受人为活动的影响更为明显,接近于很弱的空间自相关;Cd和Pb则受成土母岩和人为活动的共同影响。总体上,成土母质决定了研究区土壤重金属含量和空间分布,表生地球化学作用重塑了表层土壤重金属元素分布的宏观趋势,强烈的人类活动（如工矿业活动、农业生产活动等）破坏了Hg、Cd和Pb等元素的自然分布规律。4.研究区地累积指数平均值均小于1,由大到小依次为Cd>Pb>As>Zn>Ni>Hg>Cu>Cr;单因子污染指数平均值也小于1,依次为Cd>Cr>Cu=Zn>Ni>As>Pb>Hg,综合污染指数平均值为0.6;富集因子由大到小依次为Cd（3.03）>Hg（1.30）>As（1.26）>Ni（1.1）=Zn（1.1）>Pb（1.09）>Cu（1.04）>Cr（0.95）。3种评价方法结果虽略有不同,但总体结果基本一致。研究区总体上土壤污染程度较低,以无污染和轻微污染为主,存在一定程度的中-重度污染,即有一定数量的土壤点位中重金属Cd、Hg和As等具有较高的指数,这表明研究区已存在这些重金属元素的污染或背景值较高,尤其是Cd污染最为突出。5.相关分析、主成分分析/绝对主成分分数-多元回归方程受体模型（PCA/APCS-MLR）分析表明,研究区土壤重金属主要来源有自然源、工业源与农业源、大气降尘源。其中土壤Cu、Cr、Ni、Zn和As主要来源于自然源,对5种重金属的贡献率分别为85.51%、84.75%、86.78%、71.14%和83.95%,受地质背景（成土母质）控制明显;Cd主要来源于工农业活动源和自然源,贡献率分别为56.49%和43.51%,研究区工矿企业和农业活动造成的Cd输入明显,其生态效应需引起重视;Pb以工业活动源和农业活动源为主,贡献率为55.2%,同时自然源（成土母质）也是Pb的来源之一;而Hg以人为排放的大气降尘为主要来源,贡献率为86.9%。从源头上控制主要污染元素在农田土壤中的积累有助于降低农产品重金属富集风险,对研究区土壤Cd污染的控制应采取防止土壤酸化、减少工业活动排放和农业施肥输入等综合措施,土壤Pb主要是控制工业活动的排放,而控制煤炭燃烧产生的大气污染则是防治土壤Hg污染的重要措施之一。6.水稻、玉米和叶类蔬菜的根系土中Cd和Ni的超标率分别为25.5%和20.6%、27.3%和30.2%、45.5%和15.9%,其他如As、Cr、Cu、Pb也有超标点位存在,总体上蔬菜地>玉米地>水稻田。而对应农作物仅水稻籽实和玉米籽实Cd有超过标准限制值的点位,超标率分别为9.90%和8.63%。生物富集系数以Zn和Cd较高,Hg在蔬菜中虽有最高的富集系数,但蔬菜中Hg含量未超过标准限制值。这说明研究区重金属Cd及Zn的生物有效性较强,而其他重金属生物有效性较弱,这也是农作物Cd超标的主要原因之一。7.水稻、玉米和叶类蔬菜及其根系土中重金属含量的对应关系可以看出,酸性条件下作物内Cd含量会出现较高的误判,即作物内重金属含量和土壤里重金属含量并非简单的线性关系,需引入其他土壤关键因子进一步研究。利用Cd的生物富集系数并引入土壤其他因子进行多元回归分析构建作物吸收模型显示,水稻籽实、玉米籽实和叶类蔬菜中Cd含量与土壤p H值呈负相关,土壤偏酸性会促进作物对Cd的吸收累积。同时土壤中Ca O对水稻籽实中的Cd累积、土壤K2O和S对玉米籽实和叶类蔬菜中的Cd累积具有抑制作用,而土壤中Si O2对水稻籽实Cd积累具有促进作用。实际生产中可以通过控制土壤酸碱度及相关因子含量来减缓重金属元素的生物有效性,提高研究区农产品质量。8.研究区表层土壤整体处于中等潜在生态风险等级,重金属危害程度由强到弱依次为Cd>Hg>As>Pb>Cu>Ni>Cr>Zn,平均值从高到低依次为大足（184.9±57.6;平均值±S.D.）≈铜梁（182.0±90.8）>潼南（165.6±36.9）≈合川（165.4±71.3）,Pb、Cu、Ni、Cr和Zn均为轻微生态危害等级,As基本处于轻微生态危害等级,Cd和Hg主要处于中等生态危害等级,二者可能造成的生态危害应引起重视。9.研究区土壤重金属环境无风险或可忽略（优先保护类）的点位占81%,可能存在环境风险但风险可控（安全利用类）的样点占19%,无明显环境污染风险区（严格管控类）。优先保护类主要分布于研究区西部和东北部,整体围绕安全利用类土壤呈连续性分布;安全利用类主要分布在研究区东部和南部,零星分布在中西部,主要呈不规则的斑块状分布。风险评估码（RAC）显示,除Cd外其他重金属元素主要以残渣态形式存在,无环境风险或风险较低,而土壤Cd处于高风险状态,生物有效组分达到39.67%,与其他地区比较发现非地质高背景区土壤重金属Cd的生物活性明显高于地质高背景区。因此,研究区土壤环境风险主要由Cd元素及其较高的生物有效性引起。10.研究区可能存在由重金属引起的非致癌健康风险,除了膳食摄入重金属成人致癌风险高于儿童外,无论土壤重金属致癌、非致癌风险或膳食摄入重金属非致癌风险,儿童更容易受到潜在健康风险影响。土壤Ni元素对非致癌健康风险贡献率最大,且儿童的单一非致癌健康风险指数大于1;土壤Cr对致癌风险贡献率最大;农作物中As对非致癌贡献率最大,而Cd对致癌贡献率最大。土壤—农作物系统中8种重金属对成人和儿童的综合非致癌风险系数分别为0.397和2.17,成人没有显着的非致癌风险,儿童综合非致癌风险指数大于1,可能存在非致癌风险,主要是由Ni元素通过土壤皮肤接触产生的非致癌风险引起的。成人和儿童总致癌风险指数平均值处于10-6～10-4之间,处于可接受水平。综上所述,基于污染评价、生态环境和健康风险评价部分可知,研究区应将Cd、Hg和Ni列为优先控制的重金属元素,而As、Pb和Cu等重金属元素因某些点位含量超过GB15618-2018D的风险筛选值或者指数（Igeo、EF和RI）较高也不能忽视。因此,需重视研究区土壤Cd的安全利用问题,应积极采取农艺调控或筛选低累积品种进行替代种植等安全利用措施降低农产品超标现状,同时减少工矿业活动对Cd和Hg的排放及农业生产活动（如含高Cd磷肥的施用等）对土壤Cd的输入,并避免儿童过多地接触土壤以便消除儿童的非致癌健康风险。研究区土壤重金属的首次系统评价为当地政府制定政策提供了重要信息,评价提供的定量证据表明迫切需要加强土壤污染防治工作,以保护居民免受排放到环境中重金属的危害。
周皎,何欣芮,李瑜,魏虹,杨乐超,刘剑锋,王佳彬,鲍丽然[5]（2020）在《基于土壤重金属特征的绿色食品产地环境评价——以重庆（江津）现代农业园区为例》文中研究指明以重庆市江津区现代农业园区内4种农用地类型的653个表层土样为研究对象,测定土壤重金属元素含量.依据绿色食品产地环境相关标准,采用重金属污染指数法对标准中所涉及的Cu、Cr、Cd、Hg、As和Pb共6种重金属元素开展土壤环境质量评价和潜在生态风险评价,并结合用地类型确定绿色农产品生产的适宜性土壤分区.结果表明:除元素Cu、Cr和As外,其他元素的平均含量均高于重庆市土壤背景值;除元素As和Hg外,其他元素的平均含量均高于我国土壤背景值.土壤重金属元素Cu、Cr、Cd、Hg、As和Pb的平均浓度均达到《绿色食品产地环境质量》标准要求,但Cd污染已处于安全警戒线内,应高度警惕和严格监管园区内该元素的污染.水田、旱地和果园的土壤环境均以尚清洁为主,其他园地的土壤环境以轻度污染水平为主.部分水田存在一定程度的Pb污染（轻度）、Hg污染（中度）和Cd污染（中度）,旱地存在一定程度的Hg污染（中度）和Cd污染（中度）,果园和其他园地的土壤存在一定程度的Cd的轻、中度污染.全区符合《绿色食品产地环境质量》标准要求的土壤面积为12.47km2,占农用地总面积的63.64%,旱地、果园、水田和其他园地中符合该标准的面积分别占各自总面积的84.83%、68.07%、56.51%和42.09%.4种用地类型的土壤环境生态风险水平均以低等为主,共占研究区总面积的74.70%. Cd和Hg在园区表层土壤重金属生态风险评估中占有较大的贡献率,应列为优先控制污染元素并对其生态效应开展进一步研究.
刘晓媛[6]（2020）在《黔产羊肚菌种植基地土壤重金属污染及健康风险评价》文中研究指明本文以人工栽培的羊肚菌种植基地为研究对象,对种植土壤和羊肚菌中Pb、Cd、As、Cu和Zn 5种重金属富集特征及土壤重金属赋存形态进行分析。运用内梅罗污染指数评价法、地累积指数法、Hakanson潜在生态风险指数法、健康风险模型评估土壤和羊肚菌重金属污染状况,主要研究结果如下:（1）土壤重金属富集特征分析表明,A、B、C、D和E基地土壤重金属均有不同程度的富集。基于土壤污染风险筛选值,除Pb部分采样位点超出土壤污染风险筛选值,A基地其它四种重金属均未超出筛选值;B、C、D基地土壤中,除As和Cd全量存在不同百分比的采样位点超出土壤污染风险筛选值,其它三种重金属均未超出标准值;E基地所测重金属仅有Cd浓度超出筛选值。（2）潜在生态危害指数法结果表明:D基地表现为中等程度的生态风险,Cd是构成生态危害的主要风险因子;A基地、B基地、C基地和E基地生态危险水平处于轻微水平。内梅罗污染指数法结果表明:A、B和C基地处于轻度污染的状态,D基地受到严重污染,E基地处于污染警戒状态。地累积指数法结果表明:E基地未受到这五种重金属的污染,B和C基地的重金属元素Pb、Cd和As;C基地As和Cd;A基地的Pb均需引起关注。（3）土壤重金属赋存形态分析表明,对于土壤重金属Cd,B、C、D和E基地以酸可提取态为主要赋存形态,A基地以残渣态为主要形态;对于土壤重金属Pb,B和C基地以可还原态为主,其他基地均以残渣态为主;对于As、Cu和Zn,在A、B、C、D和E五个基地以残渣态为主要存在形式。对于整个研究区域,环境风险指数评估和生物可利用性均表明,Cd为主要环境风险危害因子。（4）羊肚菌重金属富集特征研究表明,B、C、D和E基地羊肚菌五种重金属样品均未超过国家标准限量值,符合国家食品安全标准;A基地重金属Pb和As存在超标。生物累积系数分析表明,五个基地的羊肚菌富集系数均小于1。羊肚菌的综合污染指数评价表明,C和E基地污染水平尚清洁,A、B和D基地受到轻度污染。（5）重金属暴露风险评估表明:非致癌暴露风险评估,A基地Pb的暴露量最大,B基地、C基地、D基地和E基地Zn的暴露量最大;致癌暴露风险评估,对于五个研究基地,As和Cd两种致癌重金属的致癌平均暴露量As>Cd。综合非致癌风险指数HI小于1,整个研究区暂不存在非致癌风险;综合致癌风险指数大小为均处于10-6-10-4之间,说明这五种重金属致癌风险处于人体可耐受水平,处于较为安全的范围内。（6）羊肚菌子实体健康风险评价表明:对于成人和儿童,五个基地五种重金属单元素的健康风险指数均小于1,表明Pb、Cd、As、Cu和Zn没有明显对人体造成潜在健康风险危害。但综合健康风险指数指出,除B基地TTHQ小于1,A、C、D和E基地TTHQ均大于1,表明A、C、D和E重金属元素对暴露人群健康产生的负面影响的应引起重视。
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》文中进行了进一步梳理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。
李余杰[8]（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》文中研究指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。
梁捷[9]（2020）在《海南省典型作物系统中砖红壤的环境基准值及环境容量研究》文中进行了进一步梳理随着海南热带果蔬、经济作物等的商品化种植,及以高复种高施肥的管理模式为特点的现代化农业的快速发展,为海南的土壤带来重金属污染风险,农业面源污染压力是目前海南省农业及生态环境可持续发展亟待解决的问题。然而我国幅员辽阔,土壤种类丰富,植被类型众多,国家仅出台了农用地土壤污染风险的管控标准,亟待针对当地土壤类型和种植特点的土壤环境基准值,这也是当前国家鼓励出台的地方土壤环境基准值。土壤环境基准值的制定以及土壤环境容量的确定有极其重要的价值与意义:首先土壤环境基准值的制定是进一步制定土壤环境标准体系、校正优化农田灌溉用水与污泥施用标准的基础工作,也用于土壤污染物预测和土壤环境质量评价、为污染物总量控制等提供科学依据。因此,制定海南典型作物系统中土壤重金属的环境基准值是海南的环境质量标准与评价体系开展前的亟需开展、且十分必要的工作。本文以海南省主要土壤类型砖红壤作为研究对象,通过野外调研、盆栽实验以及土柱淋溶实验,并引入人体健康风险评价,开展了海南省砖红壤中Cu、Cd、Cr、Ni、Pb、As等6种主要重金属的基于人体健康风险评估、兼顾农产品安全、地下水安全和土壤生态安全的土壤环境基准值的制定工作,并以此为基础估算了海南砖红壤的环境容量。本研究的实施将为发展海南环境质量标准体系提供数据支撑,对建设海南国际旅游岛具有重要的意义。研究结论如下:（1）根据盆栽实验可知:对于豆角系统,砖红壤中Cu、Cd、Cr、Ni、Pb、As的富集系数分别为0.0118、0.0245、0.0176、0.0194、0.0075、0.0322。且基于我国目前最新的食物污染物限量标准（Cu无相关标准）得出6种典型重金属在砖红壤中的安全阈值分别为Cd:4.08 mg/kg、Cr:28.41 mg/kg、Ni:51.55 mg/kg、Pb:26.67 mg/kg、As:15.53 mg/kg;对于菠萝系统,砖红壤中Cu、Cd、Cr、Ni、Pb、As的富集系数则分别为0.0345、0.1197、0.003、0.0027、0.0017、0.0037。除Cu外,砖红壤中6种重金属的安全阈值分别为Cd:0.42 mg/kg、Cr:166.67mg/kg、Ni:370.37 mg/kg、Pb:58.82 mg/kg、As:135.14 mg/kg。（2）基于人体可接受的健康风险考虑,对于豆角系统,海南省砖红壤6种典型重金属的安全阈值分别为:Cd 0.598 mg/kg、Cu 1392.37 mg/kg、Ni 121.13mg/kg、Pb 56.00 mg/kg、As 1.24 mg/kg、Cr 188.30 mg/kg;对于菠萝系统,则分别为:Cd 0.982 mg/kg、Cu 548.99 mg/kg、Ni 1003.70 mg/kg、Pb 276.47 mg/kg、As 8.05 mg/kg、Cr 150.00 mg/kg。（3）根据重金属对土壤酶活性影响可知:以土壤酶活性抑制20%为标准,对于海南省砖红壤而言,豆角系统中6种典型重金属的安全阈值分别为Cu:92.97mg/kg、Cr:75.66 mg/kg、Cd:1.05 mg/kg、Pb:185.50 mg/kg、Ni:33.19 mg/kg、As:21.64 mg/kg;菠萝系统中6种典型重金属安全阈值分别为Cu:85.03 mg/kg、Cr:186.87 mg/kg、Cd:1.50 mg/kg、Pb:294.50 mg/kg、Ni:119.85 mg/kg、As:66.49 mg/kg。菠萝系统中与豆角系统中6种重金属的安全阈值有所差异主要是由于作物类型不同而导致。（4）由淋溶实验表明Cu、Pb、As更容易被土壤吸附,较难通过淋溶作用而乡下迁移。Cu、Cd、Cr、Ni、Pb、As的淋溶损失最多分别占据总量的1.693%、53.485%、23.846%、21.760%、2.069%、3.976%。假设砖红壤地下土层的土壤性状和表层相同或近似,上下近似均质时,以砖红壤发育程度最好的北部地区土壤平均深度2.85m,按照此淋溶系数,6种重金属到达地下水2m时的浓度分别为2.02×10-1212 mg/kg、0.02 mg/kg、0.004 mg/kg、0.001 mg/kg、1.37×10-1010 mg/kg、3.19×10-10mg/kg。以SLL模型计算,当砖红壤中的Cu、Cd、Cr、Ni、Pb、As的含量分别达到153.13 mg/kg、0.77 mg/kg、7.66 mg/kg、3.06 mg/kg、1.53 mg/kg、1.53 mg/kg时,淋出液浓度达到国家《地下水质量标准》（GB/T 14848-2017）Ⅲ类标准,且结合海南砖红壤的土壤特性,Cr、Cd、Ni三种重金属通过淋溶作用较易产生向下的迁移,很大程度上有造成地下水污染的风险,需要引起人们的注意。（5）基于人体可接受的健康风险,兼顾农产品安全、地下水安全、土壤酶抑制率,最终确定豆角系统与菠萝系统中海南省砖红壤中6种典型重金属的基准值。对于豆角系统,其基准值分别为Cu:92.97 mg/kg、Cd:1.05 mg/kg、Cr:188.30 mg/kg、Ni:33.19 mg/kg、Pb:56.00 mg/kg、As:15.53 mg/kg;对于菠萝系统,其基准值则分别为Cu:85.03 mg/kg、Cd:0.42 mg/kg、Cr:150.00 mg/kg、Ni:119.85 mg/kg、Pb:58.82 mg/kg、As:66.49 mg/kg。（6）海南省砖红壤中几种典型重金属的土壤动态容量均显着的强于土壤静态容量,这表明砖红壤一方面在土壤环境安全阈值区间内具有一定的纳污量,另一方面也通过土壤本身具有的输出迁移（植物吸收、渗滤作用等）的能力,达到自净效果,土壤环境对于重金属污染物具有一定的纳污调治能力,且随着控制年限的增长,环境容量会逐渐降低并趋于稳定。豆角土而言,其土壤静态容量表现为:Cr>Cu>Pb>Ni>As>Cd,土壤动态容量表现为:Cr>Ni>Cu>Pb>As>Cd;而对于菠萝土而言,土壤静态容量:Ni>As>Cu>Pb>Cr>Cd,土壤动态容量为:Cr>Ni>Cu>As>Pb>Cd。
王宗亚[10]（2020）在《钝化剂对蔬菜地镉轻度污染修复效果研究》文中指出随着蔬菜地重金属污染的日益严重,蔬菜的安全生产受到越来越多的关注与重视,蔬菜地重金属污染的修复也成为了不少专家学者研究的热点。相关研究结果表明,钝化材料的施用和低积累品种的种植都是蔬菜地重金属修复的有效途径,但钝化材料的施用一定程度的增加了农业生产成本,如果施用的钝化材料种类没有与当地种植的蔬菜种类进行正确的试验筛选,可能会导致土壤中重金属降低效果不明显,不能将蔬菜中重金属含量降低至国家标准以下等问题的出现。因此进行钝化材料与蔬菜种类的相关研究具有重大意义。本试验为研究不同种类的钝化材料在轻度Cd污染蔬菜地的修复效果,通过在轻度Cd污染蔬菜地上进行田间试验,分析施用石灰、纳米修复材料（森美思）、钙镁磷肥对不同蔬菜中Cd含量,对土壤有效态Cd含量、p H值、养分含量,以及对蔬菜中Cd含量与土壤有效态Cd含量、土壤p H值、土壤有机质含量的相关性。主要研究结果总结如下:1)相同处理条件下,蔬菜对土壤Cd富集程度为:空心菜>菠菜>大白菜>辣椒>包菜>小白菜>生姜>水芹菜>萝卜>红薯>韭菜。2)森美思材料和石灰都能一定程度降低蔬菜中Cd含量,降低幅度在4.19%-42.33%。其中森美思材料可以将包菜、小白菜、生姜中Cd含量降至《食品安全国家标准》中的规定含量（0.05mg/kg）以下。三季蔬菜的各处理修复效果显示,连续三季施用的三种修复材料效果最好的均为森美思处理;石灰处理第一季修复效果较好,第二、三季修复效果不明显;钙镁磷肥处理第一、二季修复效果不明显,第三季修复效果有所提升。3)森美思材料、石灰和钙镁磷肥均能显着提高土壤p H值,提升幅度在0.25-0.65个单位。其中第一季提升效果最好的是石灰处理,第二、三季效果最好的均为森美思材料处理。4)森美思材料、石灰和钙镁磷肥均能一定程度降低土壤有效态Cd含量,降低幅度在2.86%-25.95%,其中每季降低效果最好且降低效果明显的均为森美思材料处理。相比第一季,第二季三种处理的土壤有效态Cd含量有明显降低;但相比第二季,三种钝处理的第三季土壤有效态Cd含量没有显着变化。5)森美思材料和钙镁磷肥均能一定程度提高土壤有机质及氮磷钾含量。有机质提升幅度在3.99%-12.37%,碱解氮提升幅度在2.55%-13.59%,有效磷提升幅度在3.14%-27.66%,速效钾提升幅度在11.89%-18.45%。6)蔬菜中Cd含量与土壤有效态Cd含量呈正相关,土壤有效态Cd含量与土壤p H、土壤有机质呈极显着性负相关。
二、重庆市蔬菜基地土壤中重金属含量及污染特征（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、重庆市蔬菜基地土壤中重金属含量及污染特征（论文提纲范文）
（1）连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属积累及土壤微生物群落多样性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤中重金属来源与污染现状 |
| 1.2 施用畜禽粪肥对土壤重金属积累的影响 |
| 1.3 施用畜禽粪肥对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 第2章 引言 |
| 2.1 研究背景与意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属积累的影响 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 样品分析 |
| 3.1.4 数据处理与统计分析 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Cu积累的影响 |
| 3.2.2 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Zn积累的影响 |
| 3.2.3 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Pb积累的影响 |
| 3.2.4 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Ni积累的影响 |
| 3.2.5 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Cd积累的影响 |
| 3.2.6 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Cr积累的影响 |
| 3.2.7 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属Hg积累的影响 |
| 3.2.8 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤pH值的影响 |
| 3.2.9 菜园土壤pH值与重金属含量的相关性 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 连续施用畜禽粪肥下菜园土壤重金属污染风险评价 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 测定指标与方法 |
| 4.1.3.1 单因子污染指数法与内梅罗综合污染指数法 |
| 4.1.3.2 地质累积污染指数法 |
| 4.1.3.3 潜在生态危害指数 |
| 4.1.4 数据处理与统计分析 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 单因子污染指数法风险评价结果与内梅罗综合污染指数法风险评价结果 |
| 4.2.2 地质积累污染指数法风险评价结果 |
| 4.2.3 潜在生态危害指法风险评价结果 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤微生物群落多样性的影响 |
| 5.1 试验材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验方法 |
| 5.1.3 测定指标与方法 |
| 5.1.4 数据处理与统计分析 |
| 5.2 结果分析 |
| 5.2.1 连续施用畜禽粪肥对菜园土壤微生物群落多样性的影响 |
| 5.2.2 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤门级微生物组成的影响 |
| 5.2.3 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤纲级微生物组成的影响 |
| 5.2.4 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤目级微生物组成的影响 |
| 5.2.5 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤科级微生物组成的影响 |
| 5.2.6 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤属级微生物组成的影响 |
| 5.2.7 连续施用畜禽粪肥对菜田土壤微生物群落结构的影响 |
| 5.2.8 菜田土壤微生物群落与环境因子的相关性 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 全文结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 论文发表及参研课题情况 |
（2）重庆市农地土壤Pb、Cd有效性评价方法筛选及其团聚体分布特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤环境中的Pb |
| 1.1.1 土壤铅的来源 |
| 1.1.2 土壤铅污染现状及危害 |
| 1.2 土壤环境中的Cd |
| 1.2.1 土壤镉的来源 |
| 1.2.2 土壤镉污染现状及危害 |
| 1.3 土壤重金属生物有效性评价 |
| 1.3.1 土壤重金属生物有效性的研究意义 |
| 1.3.2 土壤重金属生物有效性的影响因子 |
| 1.3.3 重金属生物有效性评价方法研究现状 |
| 1.4 土壤团聚体 |
| 1.4.1 土壤团聚体的形成及作用 |
| 1.4.2 重金属在土壤团聚体中的分布研究 |
| 第2章 引言 |
| 2.1 研究目的与意义 |
| 2.2 主要研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 Pb、Cd有效性测定方法的筛选 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 Pb、Cd污染土壤培养制备 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.3 数据处理 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 不同类型土壤中不同Pb、Cd污染程度对黑麦草生长的影响 |
| 3.4.2 不同类型土壤、不同Pb、Cd污染程度中黑麦草的富集 |
| 3.4.3 5 种化学提取法及DGT提取Pb和 Cd的含量 |
| 3.4.4 黑麦草Pb、Cd含量与土壤中Pb、Cd各提取态含量相关关系 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 不同土壤类型对黑麦草富集Pb和Cd的影响 |
| 3.5.2 不同提取方法评价土壤中Pb和Cd的生物有效性 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 Pb、Cd在不同粒径土壤团聚体颗粒中的分布规律 |
| 4.1 .材料与方法 |
| 4.1.1 土壤团聚体的筛分 |
| 4.1.2 试验设计及测定指标 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同类型土壤中团聚体分布特征 |
| 4.2.2 不同粒径土壤团聚体中T-Pb、T-Cd的分布 |
| 4.2.3 不同粒径土壤团聚体中有效Pb、Cd的分布 |
| 4.2.4 不同粒径土壤团聚体中Pb、Cd的形态分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究不足及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间取得研究成果 |
（3）渝东北佛手产地土壤环境安全与风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题的背景 |
| 1.2 土壤环境质量研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属污染 |
| 1.2.2 土壤农药残留 |
| 1.3 重金属、农残污染来源及危害 |
| 1.3.1 重金属污染来源 |
| 1.3.2 农残污染来源 |
| 1.3.3 重金属污染危害 |
| 1.3.4 农残污染危害 |
| 1.4 土壤环境评价的标准和评价方法 |
| 1.4.1 土壤环境评价的主要标准 |
| 1.4.2 土壤重金属污染环境质量评价方法 |
| 1.5 环境因子对中药材品质的影响研究 |
| 1.6 川佛手研究简况 |
| 1.7 研究目的及意义 |
| 1.8 技术路线图 |
| 2 研究材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品的采集与预处理 |
| 2.2.1 土壤及佛手样品采集 |
| 2.3 样品的预处理 |
| 2.3.1 土壤样品的预处理 |
| 2.3.2 佛手样品的预处理 |
| 2.4 测定项目及方法 |
| 2.4.1 测定项目 |
| 2.4.2 重金属含量测试方法 |
| 2.4.3 有机污染物测试方法 |
| 2.4.4 土壤理化性质 |
| 2.4.5 佛手中橙皮苷测定方法 |
| 2.5 数据统计与分析方法 |
| 3 佛手产地土壤肥力特征及评价 |
| 3.1 佛手产地土壤肥力特征 |
| 3.1.1 土壤p H |
| 3.1.2 土壤有机质 |
| 3.1.3 全氮 |
| 3.1.4 速效氮 |
| 3.1.5 速效磷 |
| 3.1.6 速效钾 |
| 3.2 渝东北川佛手产地土壤肥力分析 |
| 4 佛手及其产地重金属含量特征分析与评价 |
| 4.1 土壤微量元素及重金属含量描述性统计 |
| 4.2 佛手产地土壤各元素含量及分布特点 |
| 4.2.1 佛手产地土壤中铬的含量分布特点 |
| 4.2.2 佛手产地土壤中汞的含量分布特点 |
| 4.2.3 佛手产地土壤中锌的含量分布特点 |
| 4.2.4 佛手产地土壤中镉的含量分布特点 |
| 4.2.5 佛手产地土壤中铜的含量分布特点 |
| 4.2.6 佛手产地土壤中重金属的铅分布特点 |
| 4.2.7 佛手产地土壤中镍的含量分布特点 |
| 4.2.8 佛手产地土壤中重金属砷的分布特点 |
| 4.3 川佛手产地土壤重金属污染综合评价 |
| 4.3.1 单因子污染评价 |
| 4.3.2 内梅罗综合指数评价 |
| 4.3.3 地质累积污染指数法 |
| 4.3.4 佛手产地土壤重金属相关性分析 |
| 4.4 不同产地佛手中重金属含量特征 |
| 4.4.1 佛手及叶片中重金属含量 |
| 4.4.2 佛手中重金属含量评价 |
| 4.4.3 川佛手叶片与果实之间重金属相关性分析 |
| 5 佛手及其产地农药残留含量特征分析与评价 |
| 5.1 佛手产地农药残留含量特征及评价 |
| 5.1.1 土壤中农药残留回收率实验 |
| 5.1.2 渝东北佛手产地土壤有机氯农药的残留分析 |
| 5.1.3 渝东北佛手产地土壤有机磷农药的残留分析 |
| 5.2 佛手中农药残留分析及评价 |
| 5.2.1 佛手农药残留回收率实验 |
| 5.2.2 佛手中有机氯农药残留量分析 |
| 5.2.3 佛手中有机磷农药残留量分析 |
| 6 渝东北不同产地佛手橙皮苷含量及影响因素分析评价 |
| 6.1 不同产地佛手橙皮苷含量分析 |
| 6.2 佛手橙皮苷含量与土壤环境因子的相关性分析 |
| 6.2.1 土壤养分与佛手橙皮苷含量的相关性 |
| 6.2.2 土壤重金属含量与佛手橙皮苷含量的相关性 |
| 6.2.3 佛手橙皮苷含量与农药残留的相关性 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文与研究成果 |
| 致谢 |
（4）渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染来源 |
| 1.1.3 土壤重金属污染特点与危害 |
| 1.2 土壤重金属污染评价与源解析 |
| 1.2.1 土壤重金属污染评价 |
| 1.2.2 土壤重金属污染源解析 |
| 1.3 土壤重金属生态环境与健康风险评价 |
| 1.3.1 潜在生态风险评价 |
| 1.3.2 土壤重金属环境风险评价 |
| 1.3.3 人体健康风险评价 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 选题依据和意义 |
| 2.2 研究目标和研究内容 |
| 2.2.1 研究目标 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.4 论文创新点 |
| 第3章 研究区概况与研究方法 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.1.1 研究区的选择 |
| 3.1.2 自然地理 |
| 3.1.3 地质背景 |
| 3.1.4 矿产资源 |
| 3.1.5 土壤类型 |
| 3.1.6 土地利用现状 |
| 3.1.7 农业和农村经济 |
| 3.2 样品采集与测试 |
| 3.2.1 土壤样品采集与前处理 |
| 3.2.2 植物样品及根系土样品采集与前处理 |
| 3.2.3 土壤样品的测试与质量评述 |
| 3.2.4 土壤形态分析样品测试与质量评述 |
| 3.2.5 植物样品测试与质量评述 |
| 3.3 数据处理与研究方法 |
| 第4章 土壤重金属含量特征与空间分布 |
| 4.1 土壤重金属元素含量特征 |
| 4.2 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.2.1 半变异函数及其模型 |
| 4.2.2 土壤重金属空间变异分析 |
| 4.2.3 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 土壤重金属污染与来源解析 |
| 5.1 土壤重金属污染特征与分析 |
| 5.1.1 地累积指数 |
| 5.1.2 富集因子 |
| 5.1.3 内梅洛污染指数 |
| 5.2 土壤重金属污染源解析 |
| 5.2.1 研究方法 |
| 5.2.2 相关性分析 |
| 5.2.3 主成分分析(APC)—重金属来源分析 |
| 5.2.4 APCS—MLR源解析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 土壤—作物系统重金属累积规律及其影响因素 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 土壤和作物安全性评价方法 |
| 6.1.2 生物富集系数 |
| 6.1.3 作物吸收重金属模型构建方法 |
| 6.2 土壤—作物系统中重金属含量特征及其累计规律 |
| 6.2.1 根系土中重金属含量特征及其安全性 |
| 6.2.2 水稻、玉米和叶类蔬菜重金属含量特征及安全性 |
| 6.2.3 土壤—作物系统重金属迁移累积规律 |
| 6.3 重金属元素生物有效性的影响因素 |
| 6.3.1 生态效应吸收模型 |
| 6.3.2 数据异常值处理 |
| 6.3.3 可预测性分析 |
| 6.3.4 农作物吸收模型 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 土壤与农作物重金属的生态环境和健康风险评价 |
| 7.1 土壤重金属生态风险特征与分析 |
| 7.1.1 评价方法 |
| 7.1.2 土壤重金属单项生态风险 |
| 7.1.3 土壤重金属综合生态风险 |
| 7.2 土壤重金属环境风险特征与分析 |
| 7.2.1 评价方法 |
| 7.2.2 土壤环境风险类型划分 |
| 7.2.3 基于重金属生物活性的风险评估 |
| 7.3 土壤与农作物重金属的人体健康风险评价 |
| 7.3.1 基于土壤重金属的健康风险特征与分析 |
| 7.3.2 基于自产作物的健康风险特征与分析 |
| 7.3.3 土壤和作物健康风险综合对比分析 |
| 7.4 讨论 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的论文及参加课题 |
（5）基于土壤重金属特征的绿色食品产地环境评价——以重庆（江津）现代农业园区为例（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 土样采集与处理 |
| 1.3 土壤重金属的测定 |
| 1.4 土壤环境质量评价 |
| 1.5 重金属潜在生态风险评价 |
| 1.6 数据处理与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 土壤重金属含量基本特征 |
| 2.2 土壤重金属污染评价 |
| 2.3 绿色食品产地环境质量评价 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（6）黔产羊肚菌种植基地土壤重金属污染及健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属的污染及危害 |
| 1.2.2 食用菌重金属污染状况 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 自然环境概况 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 第三章 材料与分析 |
| 3.1 样品的采集及预处理 |
| 3.2 分析测定方法 |
| 3.2.1 理化性质测定 |
| 3.2.2 重金属全量分析测定 |
| 3.2.3 土壤重金属赋存形态的分析测定 |
| 3.2.4 主要使用仪器设备 |
| 3.3 研究方法与标准 |
| 3.5 数据统计与质量控制 |
| 第四章 研究区土壤重金属总量特征分析 |
| 4.1 主要理化参数特征 |
| 4.2 土壤重金属全量描述性统计分析 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 研究区土壤重金属全量污染评价 |
| 5.1 内梅罗污染指数评价 |
| 5.2 地累积指数法评价 |
| 5.3 潜在生态风险评价 |
| 5.4 评价结果分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 羊肚菌种植基地土壤重金属形态研究 |
| 6.1 土壤重金属赋存形态分布特征 |
| 6.2 土壤中重金属赋存形态活性态和非活性态特征分析 |
| 6.3 风险评估指数(RAC) |
| 6.4 小结 |
| 第七章 羊肚菌重金属污染特征分析 |
| 7.1 重金属元素羊肚菌富集量特征 |
| 7.2 土壤-羊肚菌系统重金属生物累积特性 |
| 7.3 羊肚菌重金属污染评价 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 健康风险评价 |
| 8.1 重金属暴露风险评估 |
| 8.2 人体健康风险评价 |
| 8.2.1 非致癌健康风险评价 |
| 8.2.2 致癌健康风险评价 |
| 8.3 羊肚菌重金属健康风险评价 |
| 8.3.1 成人摄入羊肚菌的健康风险评 |
| 8.3.2 儿童摄入羊肚菌的健康风险评价 |
| 8.4 小结 |
| 第九章 结论与不足 |
| 9.1 主要研究结论 |
| 9.2 存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术交流与发表论文情况 |
| 致谢 |
（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）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 |
（9）海南省典型作物系统中砖红壤的环境基准值及环境容量研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 选题的意义及目的 |
| 1.2 研究目的 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 创新之处 |
| 第二章 国内外研究进展 |
| 2.1 土壤环境基准的国内外研究进展 |
| 2.1.1 土壤环境基准的国外研究进展 |
| 2.1.2 土壤环境基准的国内研究进展 |
| 2.2 土壤环境容量(静容量与动容量) |
| 2.3 土壤中重金属环境基准制定中的相关参数研究进展 |
| 2.3.1 土壤-农作物系统中重金属富集系数的确定 |
| 2.3.2 土壤中重金属的淋溶迁出 |
| 2.3.3 土壤中重金属对酶活性的影响研究 |
| 2.3.4 土壤重金属健康风险 |
| 第三章 海南省砖红壤的农产品富集系数及安全阈值研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤与植物 |
| 3.2.2 研究方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 富集系数与安全阈值计算 |
| 3.2.5 数据处理与方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 典型作物系统中砖红壤的重金属安全阈值 |
| 3.3.2 农产品富集重金属与土壤中重金属全量、有效态含量的关系 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 海南省砖红壤重金属基于人体健康风险的安全阈值 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 健康风险评估 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 豆角食用摄入各典型重金属的健康风险评估 |
| 4.3.2 菠萝食用摄入各典型重金属的健康风险评估 |
| 4.3.3 砖红壤基于人体健康风险下的重金属安全阈值 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 重金属对海南砖红壤中土壤酶活性的影响及安全阈值研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤 |
| 5.2.2 研究方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 重金属对砖红壤中过氧化氢酶的影响 |
| 5.3.2 重金属对砖红壤中脲酶的影响 |
| 5.3.3 重金属对砖红壤中蔗糖酶的影响 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 海南省砖红壤重金属的淋溶输出 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试土壤 |
| 6.2.2 实验装置 |
| 6.2.3 研究方法 |
| 6.3 基于地下水安全的土壤基准值计算 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 淋出液中重金属浓度随累积淋溶量的关系 |
| 6.4.2 海南省砖红壤中的重金属淋溶系数 |
| 6.4.3 砖红壤基于地下水安全的重金属安全阈值 |
| 6.5 结论 |
| 第七章 海南省砖红壤重金属基准值及环境容量研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 海南省砖红壤中重金属元素的环境现状值和基准值 |
| 7.2.1 海南省砖红壤中Cu、Cd、Cr、Ni、Pb、As的现状值 |
| 7.2.2 海南省砖红壤中Cu、Cd、Cr、Ni、Pb、As的基准值 |
| 7.3 海南省砖红壤中重金属元素的环境容量研究 |
| 7.3.1 静态环境容量研究 |
| 7.3.2 动态环境容量研究 |
| 7.4 结论 |
| 第八章 结论及展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（10）钝化剂对蔬菜地镉轻度污染修复效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 重金属污染对蔬菜及人体危害 |
| 1.2 蔬菜地土壤污染现状与评价 |
| 1.3 蔬菜地土壤重金属污染主要来源 |
| 1.4 蔬菜地土壤重金属污染修复 |
| 1.4.1 原位钝化技术 |
| 1.4.2 低积累蔬菜品种、种类筛选 |
| 1.4.3 农田农艺与生态修复技术 |
| 1.4.4 联合修复 |
| 1.5 展望 |
| 第二章 引言 |
| 2.1 研究背景与意义 |
| 2.2 研究内容与方法 |
| 2.2.1 研究内容 |
| 2.2.2 研究方法 |
| 2.3 研究技术路线 |
| 第三章 材料与方法 |
| 3.1 试验地概况 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.3 供试材料性质 |
| 3.4 样品采集与处理 |
| 3.4.1 样品采集方法 |
| 3.4.2 样品处理方法 |
| 3.5 分析方法 |
| 3.6 数据处理方法 |
| 第四章 结果与分析 |
| 4.1 不施钝化剂条件下不同蔬菜中Cd含量的差异 |
| 4.2 钝化剂对蔬菜中Cd含量的影响 |
| 4.2.1 不同处理对第一季蔬菜中Cd含量的影响 |
| 4.2.2 不同处理对第二季蔬菜中Cd含量的影响 |
| 4.2.3 不同处理对第三季蔬菜中Cd含量的影响 |
| 4.3 钝化剂对土壤pH值的影响 |
| 4.4 钝化剂对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 4.5 钝化剂对土壤有机质含量的影响 |
| 4.6 钝化剂对土壤氮磷钾含量的影响 |
| 4.7 蔬菜中Cd含量与土壤pH、土壤有效态Cd含量、土壤有机质含量的相关性分析 |
| 第五章 讨论 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、重庆市蔬菜基地土壤中重金属含量及污染特征（论文参考文献）
- [1]连续施用畜禽粪肥对菜园土壤重金属积累及土壤微生物群落多样性的影响[D]. 邓继宝. 西南大学, 2021(01)
- [2]重庆市农地土壤Pb、Cd有效性评价方法筛选及其团聚体分布特征研究[D]. 陈莹. 西南大学, 2021
- [3]渝东北佛手产地土壤环境安全与风险评价[D]. 尼洛支杰. 重庆三峡学院, 2021(09)
- [4]渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价[D]. 贾中民. 西南大学, 2020
- [5]基于土壤重金属特征的绿色食品产地环境评价——以重庆（江津）现代农业园区为例[J]. 周皎,何欣芮,李瑜,魏虹,杨乐超,刘剑锋,王佳彬,鲍丽然. 中国环境科学, 2020(07)
- [6]黔产羊肚菌种植基地土壤重金属污染及健康风险评价[D]. 刘晓媛. 贵州师范大学, 2020(01)
- [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]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
- [9]海南省典型作物系统中砖红壤的环境基准值及环境容量研究[D]. 梁捷. 海南大学, 2020(02)
- [10]钝化剂对蔬菜地镉轻度污染修复效果研究[D]. 王宗亚. 安徽农业大学, 2020(03)
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