一、有机物料对土壤镉形态及其生物有效性的影响（论文文献综述）
高琳琳,王陈丝丝,张宁,胡含秀,马友华[1]（2022）在《石灰配施有机物料对稻麦轮作土壤镉影响研究》文中指出研究旨在开展探究田间试验条件下铜陵市矿区附近镉重度污染农田土壤经石灰和有机物料修复后土壤镉形态的变化,为农田镉污染提供依据。通过水稻和小麦生长田间试验,研究生物有机肥、生物炭、生物肥3种有机物料与石灰配施对稻麦轮作土壤中镉形态变化的影响。研究结果显示:石灰配合有机物料施用后,小麦季土壤酸碱度范围为pH 4.72～5.39,水稻季土壤为pH 6.30～7.25,土壤有效态镉含量显着降低（P<0.05）,降幅分别为1.27%～14.71%和17.72%～33.22%,土壤镉的酸溶态等活性形态向残渣态转换,实现了对镉的钝化作用。有机物料配施石灰较单独施用石灰对土壤中镉的钝化效果好,在小麦季生物有机肥配施石灰的钝化效果最好,水稻季则是生物肥配施石灰的钝化效果更好。
郭岚岚[2]（2021）在《持续淹水下外源有机物料对酸性土壤水稻镉积累的影响》文中进行了进一步梳理水稻是我国最主要的粮食作物,水稻的安全生产不仅关系到基本民生,更关系到国家的粮食安全。近年来,随着耕地污染和南方土壤酸化情况的加剧,稻米镉超标成为威胁我国粮食安全的潜在因素之一,如何降低水稻镉积累已成为中外学者共同关注的重要问题。本论文通过盆栽试验,选取蚯蚓粪作为外源有机物料,研究了初始状态下pH值相近,有机质含量差异较大的两种酸性低有机质土壤以及有机质含量相近,pH值分别为酸性和弱碱性的两种低有机质土壤,在持续淹水下外源有机物料对水稻镉积累的作用效果。主要研究结果如下:（1）持续淹水状态下,外源有机物料能够极显着（P<0.01）降低酸性土壤中水稻根、茎叶、糙米中的Cd含量,且有机物料添加量与水稻各部位的Cd含量呈负相关,但当酸性土壤中原有的有机质含量较低时,外源有机物料的添加对降低水稻籽粒镉的积累无显着影响（P>0.05）。在有机质含量为20.5 g·kg-1的酸性土壤（pH=4.77）中添加外源有机物料至土壤有机质含量达35 g·kg-1时,糙米中平均镉含量低于0.2 mg·kg-1（国家食品安全标准限值）。（2）当土壤有机质含量相近,土壤pH值不同时,添加外源有机物料能够极显着（P<0.01）降低酸性土和弱碱性土壤中水稻根、茎叶、糙米中的Cd含量,且有机物料添加量与水稻各部位的Cd含量呈负相关,但有机物料对弱碱性土壤中水稻Cd积累的阻控效果要明显优于酸性土。（3）持续淹水状态下,添加外源有机物料能够显着（P<0.05）影响水稻移栽后酸性土的初始pH值和Eh值,有机物料添加量越多,酸性土壤的初始pH值上升越大（P<0.05）,初始Eh值下降越多（P<0.01）。（4）水稻各生育期内土壤中有效镉的含量均呈现分蘖期>抽穗杨花期>成熟期的规律。持续淹水下添加外源有机物料能够显着降低水稻生育期（分蘖期、抽穗扬花期、成熟期）内酸性土壤中的DTPA-Cd（有效态镉）含量（P<0.01）,且外源有机物料的添加量和酸性土壤中的DTPA-Cd含量呈反比（P<0.01）。在有机质较高的土壤中（不论酸性还是弱碱性）,土壤中的DTPA-Cd含量与水稻籽粒、根、茎叶中的Cd含量均呈现极显着正相关（P<0.01）。在有机质含量较低的土壤中,土壤的DTPA-Cd含量与水稻籽粒中的Cd含量不相关（P>0.05）,与水稻根、茎叶中的Cd含量均呈现极显着负相关（P<0.01）。（5）水稻各部位Cd的含量从根、茎叶到糙米依次递减,且水稻植株内的Cd主要集中在水稻根部。持续淹水状态下,添加外源有机物料能够抑制土壤中的Cd向水稻中富集,且添加量越大抑制作用越强（P<0.05）。持续淹水状态下,土壤中有机质高低和土壤的pH值对Cd在土壤-水稻系统中的迁移有显着影响,有机质较高的酸性土壤抑制土壤中的Cd向水稻中的迁移能力要显着高于有机质较低的酸性土壤,弱碱性土壤抑制土壤中的Cd向水稻中的迁移能力要显着高于酸性土壤。
孙星星[3]（2021）在《外源铁与有机物料联合作用对水稻积累重金属镉的阻控研究》文中提出镉（Cd）是毒性较强的重金属元素之一,易被动植物吸收富集而产生危害,水稻作为我国第一大基础粮食作物,具有易积累Cd的特性,如何治理农田土壤Cd污染,降低水稻对重金属Cd的积累,是关系我国粮食安全生产的重要课题。铁（Fe）是植物生长必需的微量元素,与土壤一植物系统中Cd的迁移与转运密切相关。有机物料的施用是改善土壤肥力的重要举措,也是修复治理重金属污染的有效措施之一,有机物料施入土壤后,土壤基本理化性质发生改变,势必也会对Fe在土壤中的作用产生影响。基于此,本论文通过盆栽试验,在探究不同外源铁对污染土壤水稻Cd积累的影响基础上,进一步研究外源铁与有机物料联合作用对水稻积累重金属Cd的影响。主要研究结果如下:（1）与对照相比,两种外源铁的添加均能显着降低水稻糙米Cd含量,相同添加量下,硫酸亚铁处理组水稻糙米Cd含量均低于氯化亚铁处理组。本研究中,硫酸亚铁处理组糙米Cd含量均低于国家标准中稻米Cd含量限值0.2mg/kg,其中240mg/kg 土（以Fe计）硫酸亚铁处理（S3）下水稻糙米Cd含量最低,为0.14 mg/kg。两种外源铁的添加使水稻各部位Fe含量有所上升,且相同添加量下,硫酸亚铁处理组各部位Fe含量高于氯化亚铁处理组。水稻各部位Fe含量与Cd含量存在极显着负相关关系,水稻植株中Fe含量的增加抑制了水稻对Cd的积累。（2）与对照相比,两种外源铁的添加显着降低了土壤pH值、Eh值,添加硫酸亚铁较氯化亚铁对其降低更为显着。两种外源铁的添加使土壤Fe2+含量、土壤有效态Fe含量显着升高,且相同添加量下硫酸亚铁处理组均高于氯化亚铁处理组。两种外源铁的添加显着降低了土壤有效态Cd含量,相同添加量下,硫酸亚铁处理组土壤有效态Cd含量均显着低于氯化亚铁处理组。添加两种外源铁显着增加了水稻根表铁膜中Fe、Cd含量,且相同添加量下,添加硫酸亚铁较氯化亚铁对水稻根表铁膜中Fe、Cd含量的升高更为显着。（3）与对照组相比,单施有机物料显着降低了水稻糙米Cd含量,外源铁联合有机物料处理使水稻糙米Cd含量进一步降低。外源铁添加量相同时,外源铁联合豆饼各处理组水稻糙米Cd含量均低于联合蚓粪处理组,在外源铁添加量为240 mg/kg 土下联合豆饼处理（SGB）水稻糙米Cd含量最低,为0.13mg/kg。有机物料无论是否联合外源铁均使水稻各部位Fe含量较对照相比显着升高,其中外源铁联合豆饼处理增幅最大。（4）有机物料无论是否联合外源铁均能不同程度降低土壤pH值、Eh值。与对照相比,单施有机物料显着升高了水稻各个生育时期土壤Fe2+含量、土壤有效态Fe含量,外源铁联合有机物料使得土壤Fe2+含量、有效态Fe含量进一步上升,外源铁添加量相同时,联合豆饼处理组土壤有效态Fe含量均高于联合蚓粪处理组。单施有机物料显着降低了水稻各个生育时期土壤有效态Cd含量,外源铁联合豆饼处理使水稻各个生育时期土壤有效态Cd含量进一步降低,外源铁联合豆饼处理组各个生育时期土壤DTPA-Cd含量均低于联合蚓粪处理组。（5）与对照相比,有机物料无论是否联合外源铁均使水稻地上部分生物量有所增加,外源铁联合有机物料处理水稻地上部分生物量总体上高于较单施蚓粪处理,但仅在外源铁添加量为240 mg/kg 土下（以Fe计）联合豆饼处理（SGB）水稻地上部分生物量高于单施豆饼处理且较对照相比增幅最大,为68.24%。与对照相比,单施有机物料显着增加了水稻根表铁膜中Fe、Cd含量,外源铁联合有机物料处理使水稻根表铁膜中Fe、Cd含量进一步增加,且随着外源铁添加量的升高而升高,外源铁添加量相同时,联合豆饼处理组根膜Fe、Cd含量均高于联合蚓粪处理组。
熊振乾[4]（2021）在《湖北大冶矿区镉污染农田土壤原位钝化修复及其稳定性》文中研究说明现代工农业的快速发展及矿产资源的不合理开发利用导致农田土壤重金属污染,农作物产量和品质下降,严重威胁粮食生产及食品安全。我国土壤污染物点位超标率为16.1%,其中重金属镉（Cd）的污染超标率高达7.0%,污染程度以轻微和轻度为主。原位钝化是实现中低程度污染的耕地土壤边修复边生产的最重要治理方式,开发经济高效且稳定的原位修复方法是目前亟需解决的技术难题。本文在调查湖北黄石市金属矿区周边农田土壤Cd污染的基础上,选取大冶铜山口周边Cd含量2.84 mg/kg的污染农田,选用水稻秸秆、生物炭、碳酸钙以及细菌P.putida X4/p IME等为原料,以单独或复合添加、单次或多次添加的方式,开展为期3年的原位钝化修复田间实验。以生菜为供试植物,测定了植株的生长量及对Cd的吸收量,探讨了pH、土壤有机质、铁氧化物、土壤酶活性等理化性质对不同钝化剂的响应,以及土壤理化性质与土壤镉形态之间的关系,综合评价了几种钝化剂的效果及其稳定性。主要研究结果如下:（1）研究了几种钝化剂1次和多次添加对生菜吸收Cd的影响,探明了降低Cd生物有效性的最佳钝化剂及施用方式。添加1次钝化剂后,生物炭（C）、碳酸钙（L）、水稻秸秆（RS）、水稻秸秆+碳酸钙（RSL）和水稻秸秆+碳酸钙+细菌（RSLB）处理的生菜可食用部分Cd的含量由0.87 mg/kg降至0.39～0.67 mg/kg,且随年份推移无显着变化;生物炭+碳酸钙（CL）和水稻秸秆+细菌（RSB）处理的生菜可食用部分Cd含量分别降至0.42 mg/kg和0.46 mg/kg,然后从第2年开始逐年升高。多次添加钝化剂处理降低生菜吸收Cd的效果除RS处理外,均优于1次添加钝化剂处理。连续3年添加钝化剂后,C、L、RS、RSL和RSB等处理的生菜可食用部分Cd含量为0.23～0.42 mg/kg;CL和RSLB处理的生菜可食用部分Cd含量分别降至0.18 mg/kg和0.20 mg/kg,达到食品安全国家标准（≤0.20 mg/kg）。在所有的钝化剂中,RSLB在降低生菜Cd吸收方面,具有最佳的的效果,并且维持较强的稳定性。（2）揭示了不同类型钝化剂及施用方式对土壤Cd形态的影响。施加1次钝化剂后,所有处理的土壤活性形态Cd含量（水溶态、交换态及表面吸附态Cd含量之和）降低0.8%～26.7%,降幅顺序为L、CL>RSL、RSLB、RSB>C、RS;L、RS、CL处理后腐殖酸结合态Cd含量增加41.0%～92.7%,增幅为L大于CL和RS;L、CL、RSL、RSB和RSLB等处理的残渣态Cd含量增加48.9%～98.6%,增幅为RSL、RSB、RSLB>L、CL。所有添加1次钝化剂处理的活性形态Cd含量从第2年开始逐年升高,L与CL处理的活性形态Cd含量上升的速度大于其他处理。多次添加C、RS、RSB处理的土壤Cd形态分布与仅添加1次钝化剂处理的无显着差异,多次添加L、CL、RSL和RSLB能进一步降低土壤活性形态Cd含量,添加3次L、CL、RSL和RSLB后土壤活性形态Cd含量降低17.7%～21.8%。几种钝化剂中,L、CL、RSL和RSLB等钝化土壤活性形态Cd的效果较为突出,其中RSL和RSLB具有更好的稳定性。（3）探究了不同类型钝化剂及施用方式对污染土壤酶活性的影响,分析了酶活性与土壤Cd的生物有效性和化学活性之间的关系。添加1次钝化剂后,所有处理的蔗糖酶和过氧化氢酶活性分别增加35.9%～233.0%和21.9%～139.3%,蔗糖酶活性的增幅为RSL>RSB>RSLB>CL>RS>C、L,过氧化氢酶活性增幅为RSLB>L、RSL>RS、CL>RSB>C;L、RSB和RSLB处理的脲酶活性提升22.5%～83.6%,升高幅度为RSB>L>RSLB;L、CL、RSL、RSB和RSLB等处理的磷酸酶活性提高4.9%～13.0%,升高幅度为CL>RSB、RSLB>L、RSL。多次添加钝化剂能在不同程度上进一步提升土壤酶活性,添加3次钝化剂后,所有处理的土壤蔗糖酶和过氧化氢酶活性分别提高49.8%～184.2%和65.5%～239.4%;CL和RSLB处理的脲酶活性提高28.1%～38.6%;C、L和RSL处理的磷酸酶活性提高15.4%～31.1%。4种土壤酶中,过氧化氢酶活性与土壤活性形态Cd含量显着负相关（r=-0.456,P<0.01）,与铁锰氧化物结合态Cd含量呈显着正相关（r=0.321,P<0.05）,蔗糖酶（r=-0.545,P<0.01）和过氧化氢酶活性（r=-0.429,P<0.01）与生菜叶片Cd含量均呈显着负相关,表明过氧化氢酶活性可同时指示土壤Cd的生物有效性和化学活性,蔗糖酶活性仅能指示土壤Cd的生物有效性。（4）分析了土壤pH、有机质和铁氧化物等土壤性质与生菜Cd含量、土壤Cd形态及土壤酶活性之间的关系,确定了影响土壤Cd污染原位钝化修复效果的关键因素。多元线性回归分析显示,生菜吸Cd量和土壤酶活性主要受土壤pH影响;土壤活性形态Cd含量主要受土壤pH影响,稳定形态Cd含量则主要受土壤铁氧化物影响。碳酸钙以及碳酸钙与其他材料组合能够大幅度提高土壤pH,水稻秸秆+碳酸钙+细菌组合不仅能提高土壤pH,还会对土壤铁氧化物的形态组成产生较大影响。综合来看,本实验所选用的几种钝化剂中,水稻秸秆+碳酸钙+细菌组合的钝化修复效果和稳定性相对突出,而且该钝化剂中的水稻秸秆和碳酸钙等主要材料来源广泛且成本较低,其在Cd污染农田土壤治理方面具有良好的应用前景。此外,该钝化剂还具有改良土壤结构、提高土壤肥力的作用,可与有机肥结合,制作出兼具重金属钝化和土壤培肥的生物有机肥产品,进一步促进其在重金属污染农田治理中的推广应用。
张嘉伟[5]（2021）在《外源锌联合有机物料对土壤—水稻系统中镉锌积累的研究》文中指出由于农业污灌、矿山开采以及过度施肥等人为活动的影响,土壤镉（Cd）污染问题日益严重,直接威胁到我国的粮食生产安全。水稻是我国的主要粮食作物,对土壤中Cd的积累能力较强。研究表明锌（Zn）或有机物料能有效缓解作物Cd毒害,提高作物中Zn含量,然而外源Zn和有机物料联合施用对Cd污染土壤种植水稻的研究较少。因此本论文通过盆栽试验,在探究不同外源Zn（ZnSO4、ZnO-NPs）对土壤-水稻系统中Cd、Zn积累影响的基础上,进一步研究外源Zn分别与蚕沙、菜籽饼、豆饼三种有机物料联合时对土壤-水稻系统积累Cd、Zn的影响。主要研究结果如下:1、单独施加Zn时,当Zn添加量为80 mg·kg-1、200 mg·kg-1时,两种锌源均使土壤有效态Cd含量显着低于对照组;相同Zn添加量下,ZnSO4处理土壤有效态Cd含量显着低于ZnO-NPs处理。两种外源Zn的添加均显着提高了水稻三个生育时期下土壤有效态Zn含量,并与Zn添加量呈正相关。2、单独施加Zn时,当Zn添加量为80 mg·kg-1时,糙米中Cd含量最低;相同Zn添加量下,外源ZnO-NPs处理降低水稻籽粒Cd积累的效果优于外源ZnSO4处理。当Zn添加量为80 mg·kg-1、200 mg·kg-1时,两种锌源均使水稻糙米Zn含量显着高于对照组;相同Zn添加量下,外源ZnSO4处理增加水稻籽粒Zn积累的效果优于外源ZnO-NPs处理。3、外源Zn与有机物料联合处理时,土壤有效态Zn含量显着高于对照。除了ZnSO4联合豆饼处理土壤有效态Cd含量与对照无显着性差异外,其余联合处理均使土壤有效态Cd含量显着低于对照组。此外,与对照相比,联合处理最终都增加了土壤pH和CEC,降低了土壤Eh。但联合处理下土壤pH、Eh、CEC的变化基本不受外源Zn影响,主要因有机物料而异。4、外源Zn与有机物料联合处理时,水稻糙米Cd含量符合国家规定的谷物中Cd含量的限量标准（0.2 mg·kg-1）,且ZnO-NPs联合有机物料对糙米Cd的控制效果优于ZnSO4联合有机物料处理,其中ZnO-NPs与菜籽饼的联合处理糙米Cd含量最低,仅为0.04 mg·kg-1。因此,本试验中植物型有机物料降低水稻籽粒镉积累的效果优于动物型有机物料。5、外源Zn与有机物料联合处理时,有且仅有外源ZnSO4联合菜籽饼处理糙米Zn含量较对照上升,有利于增加稻米中锌营养水平。
刘冬[6]（2021）在《应用梯度扩散薄膜技术（DGT）评价典型地质成因Se-Cd共生区土壤生物有效性》文中研究表明浙江省西北部为典型的镉等重金属高地质背景区域,近年来开展的1:25万土地质量地球化学调查结果显示该区域土壤环境质量较差,土壤镉含量超出农用地土壤环境质量筛选值甚至管制值现象普遍存在,同时该区域也是浙江省面积最大的土壤富硒区。亟需针对该区域土壤硒镉共生现象开展土壤生物有效性评价与研究,以厘定土壤生态风险,服务富硒土地资源科学开发。梯度扩散薄膜技术（DGT）是近年来发展出的一种可有效预测土壤重金属生物有效性的方法,它可以模拟植物吸收土壤重金属的动态过程。现有相关研究主要集中于人为源引起的土壤重金属污染评价,较少见其应用于自然源引起的重金属污染评价,且应用DGT技术评价土壤硒生物有效性方面的研究也鲜有报道。本文采集了浙西北安吉、淳安典型黑色页岩及黑色碳酸盐岩区典型作物及配套根系土壤样品,分析了区内土壤、作物重金属及硒等元素含量特征,采用梯度扩散薄膜技术（DGT）评价了土壤硒、镉元素的生物有效性,并与全量、土壤溶液法、顺序提取法等进行了对比研究,综合评价了浙西北典型区域内土壤重金属及硒等元素来源、潜在生态风险与生态效应,探讨了作物对重金属及硒等元素吸收的主要影响因素,评判了应用DGT法评价研究区硒、镉元素土壤生物有效性的适用性。具体研究结论如下:（1）研究区土壤重金属的来源可能主要为母岩的风化作用。（2）采用地累积指数、潜在生态风险指数、土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准的评价结果显示:土壤及农作物样品中Cd元素污染的比例相比其他元素较高。（3）研究区83件土壤样品中83.1%达到富硒土壤标准（>0.4mg/kg）,但是富硒土壤中重金属超标情况严重,尤其是Cd元素,均为中度污染以上;研究区63件稻米中富硒率达到68.3%,20件白菜样品中富硒率达到90%。（4）作物对重金属和硒的积累主要受土壤重金属全量及土壤理化性质的影响。（5）对比不同生物有效性评价结果可知,DGT技术评价Se、Cd的生物有效性相比土壤溶液法、传统的化学提取法以及全量评价均较优。且作物Se、Cd、土壤Se、Cd,土壤理化性质与DGT法构建的模型预测效果较好,精准度较高。
张晓绪[7]（2020）在《外源有机质对重金属镉在水稻中迁移转化的影响》文中进行了进一步梳理镉是污染农田土壤中最为广泛存在的重金属元素,土壤镉污染对地球生态系统、农业生产及人类健康有着不容忽视的威胁,水稻作为镉富集能力较强的大宗谷类作物,如何降低其对镉的积累已成为当前国内外科研工作者共同关注的重大问题。本论文采用盆栽试验,选取蚯蚓粪作为有机质来源,研究淹水灌溉及湿润灌溉两种水分管理条件下蚓粪有机质对镉污染土壤环境中镉生物有效性及水稻积累镉的影响,并在此基础上进一步开展蚓粪有机质降低水稻镉积累的作用“阈值”及机理探究,比较紫花苜蓿与蚓粪两种不同来源有机质在同等有机质含量下对水稻镉积累的作用效果。主要研究结果如下:（1）在湿润灌溉及淹水灌溉两种水分管理方式下,施加有机质均显着降低了土壤pH值及Eh值,在水稻完整生育期内两种水分管理下土壤pH值及Eh值大小关系表现为:湿润灌溉高于淹水灌溉。有机质的施加在两种水分管理条件下均显着提高了土壤Fe2+含量,淹水条件下土壤Fe2+含量高于湿润灌溉。除水稻完熟期外有机质在两种水分管理方式下均能降低土壤DTPA-Cd（二乙三胺五乙酸提取剂浸提）含量,且淹水灌溉条件下土壤环境活性态镉占比显着低于湿润灌溉。无外源有机质添加下湿润灌溉水稻镉积累含量低于淹水灌溉,施加有机质后淹水灌溉组别水稻糙米镉含量显着低于湿润灌溉组别,并低于国家食品安全标准限值（0.2 mg·kg-1）。此外,水稻土壤DTPA-Cd含量与Fe2+含量存在极显着负相关（P<0.01）关系。在淹水灌溉条件下施加有机质能较好地降低水稻对镉的积累。（2）蚓粪有机质在水稻全生育期内显着降低土壤Eh值及土壤可交换态、可还原态镉含量,环境活性态镉含量与土壤Eh值存在显着正相关（P<0.05）关系,蚓粪有机质通过降低土壤Eh值从而抑制土壤镉生物可利用态镉活性降低水稻对镉的积累。蚓粪抑制了镉从水稻根部到茎部的迁移转运,但促进镉由茎部向叶片及糙米转运。施加蚓粪提高了水稻根部和叶片部过氧化物酶（POD）及过氧化氢酶（CAT）活性,提高了水稻缓解Cd毒害的能力,降低了水稻植株丙二醛（MDA）含量并显着提高水稻经济性状指标。本试验添加量下蚓粪均能显着降低稻米中镉含量,在高于16.3 gC·kg-1 土添加量下稻米Cd含量低至0.16 mg·kg-1即可达到国家粮食卫生标准（0.2 mg·kg-1）,且进一步提高有机质施入量后无显着差异。（3）选用蚓粪及紫花苜蓿两种不同来源有机质,在同等有机质含量下紫花苜蓿对土壤Eh值的降低作用更为显着,两种有机质均起到促进土壤可交换态向可还原态转化的作用,且紫花苜蓿在5.74 gC·kg-1 土添加量下可显着提高土壤残渣态镉占比。紫花苜蓿显着提高了水稻穗长、穗粒数、实粒数及200粒重,蚓粪较紫花苜蓿对水稻200粒重的提高作用更为显着,两种有机质均显着降低了水稻根、茎叶及糙米镉含量,同等有机质含量下紫花苜蓿对水稻各部位镉含量的降低幅度大于蚓粪。在本试验设计添加量下紫花苜蓿处理组糙米镉含量均达到国家食品安全标准（0.2 mg·kg-1）,同等有机质添加量下蚓粪处理组别虽随着添加量增加糙米镉含量显着降低,但未达到国家食品安全标准。试验表明,绿肥紫花苜蓿对水稻镉积累的阻控作用优于蚓粪。
柏佳[8]（2020）在《伴矿景天内生菌提取及其在镉污染土壤修复中的作用》文中研究指明农田土壤重金属对农产品安全生产的影响,受到人们越来越多的关注,植物修复是一种环境友好、安全有效的重金属污染土壤修复技术。在利用超富集植物伴矿景天修复农田土壤Cd污染过程中,通过一定的强化措施能够提高伴矿景天对污染土壤的修复效率。本文针对湖南中轻度Cd污染农田土壤,筛选具有良好促生作用和土壤Cd溶解能力的内生细菌,探究内生细菌对伴矿景天修复农田土壤Cd污染的强化效果,并分析了微生物作用下有机物对农田土壤的修复和培肥作用,为实现中轻度Cd污染农田土壤“边生产边修复”提供理论依据和技术指导。研究结果表明:（1）从伴矿景天中提取到58株内生细菌,不同部位的数量大小为根>茎>叶;初步挑选出的9株内生细菌能够分泌吲哚乙酸（IAA）和铁载体,具有固氮溶磷等促生特性;对Cd2+的最大耐受浓度为2.5mM,其中S-ER7的耐受性最强;内生细菌能使含有CdCO3的培养基上清液中Cd2+浓度增加0.04μg/L2.66μg/L。综合考虑内生细菌的促生指标和对Cd2+的耐受性和溶解能力,确定了四株内生细菌作为供试菌株,通过16S DNA测序鉴定为:S-ER2为嗜矿泉气单胞菌（Aeromonas eucrenophila）、S-EL3为布丘氏菌属（Buttiauxella）、S-ER7为雷尔氏菌属（Ralstonia pickettii）、S-ES9为地杆菌属（Pedobacter）。（2）四株内生细菌能够使河潮土和红黄泥的pH降低,影响土壤中Cd赋存形态。河潮土和红黄泥中,内生细菌土壤pH最多降低0.11个单位和0.56个单位;内生细菌处理的土壤中,弱酸提取态Cd和可氧化态Cd含量增加,可还原态Cd和残渣态Cd含量降低,不同内生细菌处理对红黄泥中Cd赋存形态的影响效果大于河潮土;通过相关分析发现,土壤弱酸提取态Cd及可氧化态Cd与pH呈负相关,可还原态Cd及残渣态Cd与pH呈正相关。（3）内生细菌能够促进伴矿景天对河潮土和红黄泥中Cd污染的修复。其原因一方面是提高伴矿景天各部位生物量,其中伴矿景天茎的生物量在各处理中增加显着;另一方面是增加土壤中Cd的生物有效性,促进伴矿景天对Cd的富集,河潮土和红黄泥中,伴矿景天对Cd的富集系数分别增加49.99%85.30%和88.10%118.36%。在内生细菌影响下,伴矿景天修复效率最高分别提高12.63%和48.17%,总体上对红黄泥中Cd污染的修复效果更好,而S-ER2和S-EL3对伴矿景天修复河潮土中Cd污染也具有良好的强化作用。（4）有机物料（大豆秸秆、锯木屑、菌渣）通过增加养分总量,促进伴矿景天生长影响伴矿景天的修复效率。有机物料处理增加土壤C、N、P含量,改善伴矿景天C、N、P的化学计量比,有利于伴矿景天的生长,提高其生物量。有机物料处理降低了土壤Cd有效性和伴矿景天Cd含量,但其减低幅度小于伴矿景天生物量的增加幅度,因此,伴矿景天对土壤Cd的积累量增加。锯木屑和菌渣处理的土壤Cd全量下降了0.05mg/kg和0.04mg/kg,使伴矿景天的修复效率提高了9.68%和7.42%,差异显着,而大豆秸秆处理的效果不明显。
胡艳美,王旭军,党秀丽[9]（2020）在《改良剂对农田土壤重金属镉修复的研究进展》文中研究表明农田土壤重金属镉污染问题日渐突出,使用改良剂修复土壤重金属是一种经济高效、简单易行的方法,被广泛应用于各种类型的土壤改良中。改良剂种类多样,不同的改良剂对土壤重金属镉的修复效果差异较大。文中综述了目前国内改良剂修复农田土壤镉污染的效果与作用机理,分析了存在的问题,并展望了今后的研究方向,以期为中轻度农田土壤重金属镉污染的修复提供参考。
张兰萍[10]（2020）在《紫色水稻土颗粒有机质对镉的吸附解吸特征及环境行为影响》文中研究说明我国是水稻生产大国,水稻又是一种对镉富集能力很强的作物,紫色水稻土作为我国重要的土壤资源,研究镉在紫色水稻土中的迁移转化行为对土壤污染防治具有深远意义。吸附解吸是控制Cd在土壤中迁移转化的一个重要过程,土壤有机质的数量和组成直接控制着Cd的吸附解吸行为。颗粒有机质（POM）作为一类活性较高、腐殖程度较低的有机质,参与了土壤碳、氮、硫循环、营养元素供应等过程。且研究发现,POM多孔,对重金属有明显的吸附作用,但目前在紫色水稻土POM对重金属吸附特征方面的研究还很少,POM对土壤Cd吸附能力的影响及POM吸附作用对土壤Cd生物有效性的影响也需进一步探讨。本研究采集典型的酸性紫色水稻土（APPS）和石灰性紫色水稻土（CPPS）,从中分离出颗粒有机质（POM）。通过批量试验研究了POM及其来源土壤Cd的吸附动力学、等温吸附解吸和热力学特征;通过扫描电镜-能谱仪、傅里叶红外光谱仪等手段及吸附前后镉的形态变化的测定,研究了POM对Cd的吸附机制,并分析POM对Cd吸附的影响因素;通过培养试验研究了POM与蒙脱石相互作用对紫色水稻土镉吸附能力的影响以及研究了POM吸附作用对紫色水稻土中Cd生物有效性的影响。研究结论如下:（1）POM对Cd的亲和力远高于其来源土壤,CPPS-POM的亲和力高于APPS-POM。POM对Cd的吸附动力学最优模型均为准二级动力学。Langmuir、Freundlich方程均能较好地描述其等温吸附特征,以Freundlich方程更优,表明POM对Cd的吸附属于多分子层的非均质吸附。吸附热力学参数表明吸附属于自发吸热过程。根据△Hθ值及解吸试验判定POM对Cd的吸附以化学吸附为主。吸附平衡后,POM中交换态和络合态镉比例增加。结合SEM-EDS和FTIR表征结果说明,POM对Cd的吸附机制包括含氧官能团的络合、离子交换、阳离子-π键和静电吸附。POM吸附Cd的最佳固液比为15g·L-1;最佳背景电解质浓度为0.01mol·L-1;POM的粒径越小,对Cd的吸附量也越大。（2）单独或共同添加POM和蒙脱石均能提高APPS和CPPS对镉的吸附量,其中以共同添加增加最为明显。在APPS中仅添加蒙脱石和POM蒙脱石共同添加时Cd的解吸量显着高于仅添加POM和对照,在CPPS中,对照与单独或共同添加POM和蒙脱石处理互相之间均无显着差异。pH值、CEC和有机碳含量均与镉吸附量和解吸量极显着正相关（P<0.01）。因此,添加POM和蒙脱石可通过改变土壤pH值、CEC和有机碳含量,影响紫色水稻土对Cd的吸附能力。（3）在APPS和CPPS中,吸附于POM中的镉有效性较直接培养等量镉污染土更低。APPS中有效Cd含量均高于CPPS。与对照相比,添加POM吸附Cd和直接培养等量Cd污染土处理在APPS中促使Cd向有机质紧结合态转化,在CPPS中则向矿质态转化。两种土壤中添加POM吸附Cd处理可交换态Cd的占比最小,说明POM吸附Cd能减轻其环境风险。pH值和有机碳含量均与有效Cd含量显着负相关（P<0.05）。较对照而言,其余两种处理都提高了APPS和CPPS的p H值,但两者间均无显着差异;添加POM吸附Cd处理能提高APPS和CPPS的有机碳含量,直接培养等量Cd污染土处理则有所降低,再次证明吸附于POM中的Cd生物有效性更低。
二、有机物料对土壤镉形态及其生物有效性的影响（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、有机物料对土壤镉形态及其生物有效性的影响（论文提纲范文）
（1）石灰配施有机物料对稻麦轮作土壤镉影响研究（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验地点 |
| 1.2 供试材料 |
| 1.3 试验设计 |
| 1.4 样品采集与处理 |
| 1.5 分析方法 |
| 1.6 数据处理方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 石灰配施有机物料对农田土壤pH的影响 |
| 2.2 石灰配施有机物料对土壤有效态镉含量的影响 |
| 2.3 石灰配施有机物料对土壤镉活化率的影响 |
| 2.4 石灰配施有机物料对土壤镉形态影响研究 |
| 3 结论 |
| 4 讨论 |
（2）持续淹水下外源有机物料对酸性土壤水稻镉积累的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国耕地重金属镉污染及水稻镉积累现状 |
| 1.1.2 镉污染的原因及危害 |
| 1.1.3 我国土壤酸化现状及危害 |
| 1.1.4 降低水稻镉积累的主要防控措施 |
| 1.2 水分管理对水稻生长及镉积累的影响 |
| 1.2.1 水分管理对水稻生长的影响 |
| 1.2.2 水分管理对水稻镉积累的影响 |
| 1.3 有机物料在农业生产中的应用 |
| 1.3.1 有机物料的利用现状 |
| 1.3.2 有机物料对水稻生长的影响 |
| 1.3.3 有机物料对水稻镉积累的影响 |
| 1.4 研究意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 持续淹水下外源有机物料对低有机质酸性土壤水稻镉积累的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 测定项目及方法 |
| 2.1.4 数据分析与质量控制 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 持续淹水下外源有机物料对土壤pH值的影响 |
| 2.2.2 持续淹水下外源有机物料对土壤Eh值的影响 |
| 2.2.3 外源有机物料对酸性土壤DTPA-Cd含量的影响 |
| 2.2.4 持续淹水下外源有机物料对水稻植株各部位镉积累的影响 |
| 2.2.5 外源有机物料对镉在土壤-水稻系统中迁移转运的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 土壤pH值对外源有机物料阻控污染土壤水稻镉积累的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定项目及方法 |
| 3.1.4 数据分析与质量控制 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 持续淹水下外源有机物料对不同pH值土壤pH值的影响 |
| 3.2.2 持续淹水下外源有机物料对不同pH值土壤Eh值的影响 |
| 3.2.3 外源有机物料对不同pH值土壤DTPA-Cd含量的影响 |
| 3.2.4 外源有机物料对不同pH值土壤水稻植株各部位镉积累的影响 |
| 3.2.5 外源有机物料对镉在不同pH值土壤-水稻系统中迁移转运的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）外源铁与有机物料联合作用对水稻积累重金属镉的阻控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 土壤镉污染现状 |
| 1.1.2 土壤镉污染的主要来源 |
| 1.1.3 土壤镉污染的主要危害 |
| 1.1.4 土壤镉污染的主要修复技术 |
| 1.2 镉在水稻中的转运与积累 |
| 1.3 铁对水稻吸收、转运镉的影响 |
| 1.3.1 铁氧化物还原溶解对土壤Cd生物有效性的影响 |
| 1.3.2 根表铁膜对水稻Cd积累的影响 |
| 1.4 有机物料对土壤镉污染修复的影响 |
| 1.5 研究意义与主要内容 |
| 1.5.1 研究意义及目的 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 外源铁对污染土壤水稻镉积累的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 样品采集与测定方法 |
| 2.1.4 数据处理与质量控制 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同外源铁对土壤基本理化性质的影响 |
| 2.2.2 不同外源铁对土壤DTPA-Cd、Fe含量的影响 |
| 2.2.3 不同外源铁对水稻地上部分生物量的影响 |
| 2.2.4 不同外源铁对水稻根表铁膜的影响 |
| 2.2.5 不同外源铁对水稻各部位Cd、Fe积累的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 外源铁与有机物料联合作用对污染土壤镉积累的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 样品采集与测定方法 |
| 3.1.4 数据处理与质量控制 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 外源铁与有机物料联合作用对土壤pH值的影响 |
| 3.2.2 外源铁与有机物料联合作用对土壤Eh值的影响 |
| 3.2.3 外源铁与有机物料联合作用对土壤Fe2+含量的影响 |
| 3.2.4 外源铁与有机物料联合作用对土壤DTPA-Cd含量的影响 |
| 3.2.5 外源铁与有机物料联合作用对土壤DTPA-Fe含量的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 外源铁与有机物料联合作用对水稻镉积累的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 样品采集与测定方法 |
| 4.1.4 数据处理与质量控制 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 外源铁与有机物料联合作用对水稻地上部分生物量的影响 |
| 4.2.2 外源铁与有机物料联合作用对水稻根表铁膜形成的影响 |
| 4.2.3 外源铁与有机物料联合作用对水稻各部位Cd积累的影响 |
| 4.2.4 外源铁与有机物料联合作用对水稻各部位Fe积累的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）湖北大冶矿区镉污染农田土壤原位钝化修复及其稳定性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 农田土壤重金属来源 |
| 1.2 农田土壤重金属污染的危害 |
| 1.3 土壤重金属的化学形态 |
| 1.4 土壤固相组分对重金属吸附及活性的影响 |
| 1.5 环境因素对土壤重金属形态分布及活性的影响 |
| 1.6 农田土壤重金属污染修复方法 |
| 1.6.1 化学钝化 |
| 1.6.2 生物修复 |
| 1.6.3 农业生态修复 |
| 1.7 原位钝化修复对土壤性质的影响 |
| 1.8 研究目标和内容 |
| 1.9 技术路线 |
| 第二章 田间试验设计 |
| 2.1 矿区农田镉污染状况调查 |
| 2.2 土壤重金属污染评价及小区试验选点 |
| 2.3 原位钝化修复试验 |
| 2.3.1 供试土壤 |
| 2.3.2 小区试验设计 |
| 第三章 原位钝化修复对生菜产量及镉含量的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 生菜产量 |
| 3.3.2 生菜Cd含量 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 原位钝化修复对土壤镉形态的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同钝化剂处理的土壤各形态Cd含量 |
| 4.3.2 不同钝化剂处理的土壤Cd形态分布 |
| 4.3.3 土壤镉的移动性 |
| 4.3.4 土壤各形态镉含量与生菜中镉含量相关性分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 原位钝化修复对土壤酶活性的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 蔗糖酶活性 |
| 5.3.2 脲酶活性 |
| 5.3.3 中性磷酸酶活性 |
| 5.3.4 过氧化氢酶活性 |
| 5.3.5 土壤酶活性与生菜Cd含量、土壤Cd形态的相关性分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 土壤关键性质与原位钝化修复效果的关系 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 不同钝化剂处理的土壤p H值 |
| 6.3.2 不同钝化剂处理的土壤SOM与DOC含量 |
| 6.3.3 不同钝化剂处理的土壤铁氧化物含量 |
| 6.3.4 生菜吸镉量、土壤镉形态及土壤酶活性与土壤性质之间的关系 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 研究结论、创新点和展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间撰写的论文 |
| 致谢 |
（5）外源锌联合有机物料对土壤—水稻系统中镉锌积累的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国土壤污染现状 |
| 1.1.1 我国土壤污染现状 |
| 1.1.2 我国土壤污染新标准 |
| 1.2 土壤镉污染的来源及其对生态的危害 |
| 1.2.1 土壤镉污染的来源 |
| 1.2.2 镉对植物的毒害 |
| 1.2.3 镉对人体的毒害 |
| 1.3 水稻对镉的转运、耐性机制 |
| 1.3.1 水稻对镉的转运机制 |
| 1.3.2 水稻对镉的耐性机制 |
| 1.4 降低镉在土壤-作物系统中积累的措施 |
| 1.4.1 工程修复 |
| 1.4.2 水分管理 |
| 1.4.3 土壤调理剂 |
| 1.4.4 植物修复 |
| 1.4.5 微生物修复 |
| 1.4.6 作物筛选及遗传调控 |
| 1.5 植物中镉和锌的交互作用 |
| 1.5.1 锌的生物功能及重要性 |
| 1.5.2 镉和锌的交互作用 |
| 1.6 有机物料在镉污染土壤下的应用研究 |
| 1.7 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 外源锌对土壤-水稻系统中镉、锌的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 盆栽试验设计 |
| 2.1.3 样品采集与测定 |
| 2.1.4 数据统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 外源锌对土壤pH的影响 |
| 2.2.2 外源锌对土壤有效态Cd、有效态Zn含量的影响 |
| 2.2.3 外源锌对镉污染土壤中水稻生物量的影响 |
| 2.2.4 外源锌对水稻各部分Cd、Zn含量的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 外源锌与有机物料联合作用对土壤中镉、锌的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 盆栽试验设计 |
| 3.1.3 土壤样品采集与测定 |
| 3.1.4 数据统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 联合作用对土壤pH的影响 |
| 3.2.2 联合作用对土壤Eh的影响 |
| 3.2.3 联合作用对土壤CEC的影响 |
| 3.2.4 联合作用对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 3.2.5 联合作用对土壤有效态Zn含量的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 外源锌与有机物料联合作用对水稻中镉、锌的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 盆栽试验设计 |
| 4.1.3 水稻样品采集与测定 |
| 4.1.4 数据统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 联合作用对镉污染土壤中水稻生物量的影响 |
| 4.2.2 联合作用对水稻各部分Cd含量的影响 |
| 4.2.3 联合作用对水稻各部分Zn含量的影响 |
| 4.2.4 联合作用对水稻中Cd富集系数和转运系数的影响 |
| 4.2.5 联合作用对水稻中Zn富集系数和转运系数的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（6）应用梯度扩散薄膜技术（DGT）评价典型地质成因Se-Cd共生区土壤生物有效性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 硒的生物有效性及其影响因素 |
| 1.2.1.1 硒的存在形态划分 |
| 1.2.1.2 土壤硒生物有效性影响因素 |
| 1.2.2 镉的生物有效性及其影响因素 |
| 1.2.2.1 镉的存在形态及其生物有效性 |
| 1.2.2.2 土壤镉生物有效性影响因素 |
| 1.2.3 土壤重金属生物有效性研究方法 |
| 1.2.3.1 化学提取法 |
| 1.2.3.2 梯度扩散薄膜(DGT)技术 |
| 1.3 存在的问题 |
| 1.4 研究目标与内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 样品采集及技术方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理及位置概况 |
| 2.1.2 地质背景 |
| 2.2 野外工作方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品加工 |
| 2.2.3 野外工作质量控制 |
| 2.3 元素有效态提取方法 |
| 2.3.1 DGT技术实验方法 |
| 2.3.1.1 DGT技术理论基础 |
| 2.3.1.2 DGT技术实验方法 |
| 2.3.2 土壤溶液法 |
| 2.3.3 顺序提取七步法 |
| 2.4 样品分析测试 |
| 2.4.1 分析测试指标 |
| 2.4.2 分析测试方法与质量控制 |
| 2.5 评价方法及标准 |
| 2.5.1 地累积指数 |
| 2.5.2 潜在生态风险指数 |
| 2.5.3 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准 |
| 2.6 数据处理及图件编制 |
| 第3章 土壤和作物元素含量及生态风险 |
| 3.1 土壤元素含量特征 |
| 3.1.1 土壤重金属元素含量特征 |
| 3.1.2 土壤硒元素含量特征 |
| 3.2 作物元素含量特征 |
| 3.2.1 作物重金属元素含量特征 |
| 3.2.2 作物硒元素含量特征 |
| 3.3 生态风险评价 |
| 3.3.1 土壤重金属生态风险评价 |
| 3.3.1.1 地累积指数评价结果 |
| 3.3.1.2 潜在生态风险指数评价结果 |
| 3.3.1.3 土壤重金属全量超标评价 |
| 3.3.2 作物生态风险评价 |
| 第4章 土壤、作物含量关系及影响因素 |
| 4.1 土壤与作物元素含量关系研究 |
| 4.1.1 土壤全量与作物元素含量相关关系 |
| 4.1.2 富集系数 |
| 4.1.3 土壤理化性质等因素对土壤-作物含量关系的影响 |
| 4.1.3.1 有机质 |
| 4.1.3.2 pH |
| 4.1.3.3 养分元素 |
| 4.2 作物重金属含量预测模型 |
| 第5章 不同土壤生物有效性评价技术对比研究 |
| 5.1 不同土壤生物有效性评价技术测定结果 |
| 5.1.1 顺序提取法测定结果 |
| 5.1.2 土壤溶液法测定结果 |
| 5.1.3 DGT法测定结果 |
| 5.2 不同土壤生物有效性评价技术测定结果之间的相关性 |
| 5.2.1 DGT测定硒、镉含量与顺序提取有效态硒、镉含量的相关性 |
| 5.2.2 DGT测定硒、镉含量与土壤溶液中硒、镉含量的相关性 |
| 5.3 不同土壤生物有效性评价技术测定结果与土壤理化性质的相关性 |
| 5.3.1 不同土壤生物有效性评价技术测定结果与土壤总量的相关性 |
| 5.3.1.1 顺序提取有效态硒、镉含量与土壤总量的相关性 |
| 5.3.1.2 土壤溶液硒、镉含量与土壤总量的相关性 |
| 5.3.1.3 DGT硒、镉含量与土壤总量的相关性 |
| 5.3.2 不同土壤生物有效性评价技术测定结果与有机质的相关性 |
| 5.3.2.1 顺序提取有效态硒、镉含量与有机质的相关性 |
| 5.3.2.2 土壤溶液硒、镉含量与有机质的相关性 |
| 5.3.2.3 DGT硒、镉含量与有机质的相关性 |
| 5.3.3 不同土壤生物有效性评价技术测定结果与pH的相关性 |
| 5.3.3.1 顺序提取有效态硒、镉含量与pH的相关性 |
| 5.3.3.2 土壤溶液硒、镉含量与pH的相关性 |
| 5.3.3.3 DGT硒、镉含量与pH的相关性 |
| 5.3.4 不同土壤生物有效性评价技术测定结果与氧化物的相关性 |
| 5.3.4.1 顺序提取有效态硒、镉含量与氧化物的相关性 |
| 5.3.4.2 土壤溶液硒、镉含量与氧化物的相关性 |
| 5.3.4.3 DGT硒、镉含量与氧化物的相关性 |
| 5.3.5 不同土壤生物有效性评价技术测定结果与硫元素含量的相关性 |
| 5.3.5.1 顺序提取有效态硒、镉含量与硫元素含量的相关性 |
| 5.3.5.2 土壤溶液硒、镉含量与硫元素含量的相关性 |
| 5.3.5.3 DGT硒、镉含量与硫元素含量的相关性 |
| 5.4 不同土壤生物有效性评价技术与稻谷元素含量相关性 |
| 5.4.1 顺序提取硒、镉有效态含量与稻谷硒、镉含量相关性 |
| 5.4.2 土壤溶液法测定硒、镉含量与稻谷硒、镉含量相关性 |
| 5.4.3 DGT法测定硒、镉含量与稻谷硒、镉含量相关性 |
| 5.4.4 不同土壤生物有效性评价技术测定结果与稻谷元素含量相关性对比结果 |
| 5.5 基于不同提取方法构建稻谷Se、Cd含量预测模型 |
| 5.5.1 稻谷Cd含量预测模型 |
| 5.5.2 Se预测模型 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（7）外源有机质对重金属镉在水稻中迁移转化的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤镉污染概述 |
| 1.1.1 我国土壤镉污染现状 |
| 1.1.2 农田土壤镉污染的人为来源 |
| 1.1.3 镉在土壤中的赋存形态 |
| 1.2 镉对人体的毒害作用 |
| 1.3 水稻镉污染的研究 |
| 1.3.1 镉对水稻生理代谢的影响 |
| 1.3.2 镉对水稻细胞结构的影响 |
| 1.3.3 镉在水稻体内的分配及转运机制 |
| 1.3.4 水稻耐镉胁迫的机制 |
| 1.4 镉有效性的影响因素 |
| 1.4.1 土壤pH值 |
| 1.4.2 土壤氧化还原电位 |
| 1.4.3 土壤有机质含量 |
| 1.4.4 其他影响因素 |
| 1.5 镉污染土壤常用修复技术 |
| 1.5.1 工程修复 |
| 1.5.2 化学修复 |
| 1.5.3 生物修复 |
| 1.5.4 农艺修复 |
| 1.6 我国有机物料利用现状及意义 |
| 1.6.1 我国有机物料养分资源状况 |
| 1.6.2 我国有机物料利用现状 |
| 1.6.3 施用有机物料对镉污染土壤的意义 |
| 1.7 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究意义及目的 |
| 1.7.2 主要研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 水分管理下有机质对水稻镉积累的阻控效果 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 测定项目及方法 |
| 2.1.4 数据统计分析与质量控制 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同水分管理下外源有机质对水稻生长及镉积累的影响 |
| 2.2.2 不同水分管理下外源有机质对水稻土壤理化性质及镉行为的影响 |
| 2.2.3 不同水分管理下外源有机质对水稻土壤Fe~(2+)含量的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 有机质对水稻积累镉的阻控机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定项目及方法 |
| 3.1.4 数据统计分析与质量控制 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 蚓粪有机质对水稻生长及镉积累的影响 |
| 3.2.2 蚓粪有机质对水稻土壤理化性质及镉行为的影响 |
| 3.2.3 蚓粪有机质对镉在土壤-水稻系统中迁移转运的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同来源有机质对水稻镉积累的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 测定项目及方法 |
| 4.1.4 数据统计分析与质量控制 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同来源有机质对水稻生长及镉积累的影响 |
| 4.2.2 不同来源有机质对水稻土壤理化性质及镉行为的影响 |
| 4.2.3 不同来源有机质对镉在土壤-水稻系统中迁移转运的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（8）伴矿景天内生菌提取及其在镉污染土壤修复中的作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 重金属污染土壤的植物修复 |
| 1.2.1 植物修复概述 |
| 1.2.2 植物吸收和转运重金属机制 |
| 1.2.3 植物修复强化措施 |
| 1.3 微生物在重金属污染土壤植物修复中的作用 |
| 1.3.1 微生物对植物生物量的影响 |
| 1.3.2 微生物对重金属有效性的影响 |
| 1.4 微生物在植物修复中的应用 |
| 1.4.1 微生物对植物修复土壤重金属的影响 |
| 1.4.2 内生细菌对植物修复的强化作用 |
| 1.4.3 内生细菌联合有机物料强化植物修复的影响 |
| 1.5 研究目的、内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 伴矿景天内生细菌的分离和筛选 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试植物 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 主要试剂 |
| 2.1.4 样品处理方法 |
| 2.1.4.1 植物消毒与内生细菌提取 |
| 2.1.4.2 废液处理及注意事项 |
| 2.2 伴矿景天内生细菌生化指标测定 |
| 2.2.1 吲哚乙酸的测定 |
| 2.2.2 铁载体的测定 |
| 2.2.3 溶磷的测定 |
| 2.2.4 固氮的测定 |
| 2.2.5 菌株对Cd~(2+)的耐受性 |
| 2.2.6 内生细菌的生长曲线 |
| 2.2.7 对CdCO_3的溶解测定 |
| 2.2.8 菌株的16SDNA扩增测序 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 伴矿景天内生细菌的提取和筛选 |
| 2.3.2 伴矿景天内生细菌产吲哚乙酸的能力 |
| 2.3.3 伴矿景天内生细菌对Cd~(2+)的耐受性 |
| 2.3.4 伴矿景天内生细菌产铁载体的能力 |
| 2.3.5 伴矿景天内生细菌的解磷能力 |
| 2.3.6 伴矿景天内生细菌对CdCO_3的溶解 |
| 2.3.7 伴矿景天内生细菌的生长曲线 |
| 2.3.8 伴矿景天内生细菌的16SDNA鉴定 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 伴矿景天内生细菌对土壤Cd形态的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 供试菌株 |
| 3.1.3 试验设计 |
| 3.1.4 样品收集与处理 |
| 3.1.5 样品测定 |
| 3.1.6 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同菌株处理后土壤pH变化 |
| 3.2.2 不同菌株处理后土壤Cd形态及其分配 |
| 3.2.2.1 不同菌株处理土壤弱酸提取态Cd含量变化特征 |
| 3.2.2.2 不同菌株处理土壤可还原态Cd含量变化特征 |
| 3.2.2.3 不同菌株处理土壤可氧化态Cd含量变化特征 |
| 3.2.2.4 不同菌株处理土壤残渣态Cd含量变化特征 |
| 3.2.3 不同菌株处理下土壤Cd形态与pH的相关性 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 内生细菌对伴矿景天修复效率的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 样品采集与处理 |
| 4.1.4 样品测定 |
| 4.1.5 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 内生细菌对伴矿景天生长的影响 |
| 4.2.1.1 河潮土中伴矿景天生物量 |
| 4.2.1.2 红黄泥中伴矿景天生物量 |
| 4.2.2 内生细菌对伴矿景天Cd含量的影响 |
| 4.2.2.1 河潮土中伴矿景天Cd含量 |
| 4.2.2.2 红黄泥中伴矿景天Cd含量 |
| 4.2.3 内生细菌对伴矿景天转运、富集Cd的影响 |
| 4.2.3.1 河潮土中伴矿景天对Cd的转运系数和富集系数 |
| 4.2.3.2 红黄泥中伴矿景天对Cd的转运系数和富集系数 |
| 4.2.4 内生细菌对土壤有效态Cd含量及Cd有效性的影响 |
| 4.2.4.1 河潮土中土壤有效态Cd含量及有效性 |
| 4.2.4.2 红黄泥中土壤有效态Cd含量及有效性 |
| 4.2.5 土壤Cd全量及伴矿景天修复效率 |
| 4.2.5.1 河潮土中土壤Cd全量及伴矿景天修复效率 |
| 4.2.5.2 红黄泥中土壤Cd全量及伴矿景天修复效率 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 内生细菌对植物生长的影响 |
| 4.3.2 内生细菌对土壤Cd有效性的影响 |
| 4.3.3 内生细菌对伴矿景天修复效率的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 内生细菌联合有机物料对伴矿景天修复Cd污染土壤的作用 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 样品采集 |
| 5.1.4 样品处理 |
| 5.1.5 数据统计与分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤碳、氮、磷含量及计量比变化 |
| 5.2.2 伴矿景天碳、氮、磷含量及计量比变化 |
| 5.2.3 伴矿景天与土壤养分指标变量之间的相关性 |
| 5.2.4 不同有机物料对土壤pH和Cd有效性的影响 |
| 5.2.5 不同有机物料对伴矿景天生物量的影响 |
| 5.2.6 不同有机物料对伴矿景天Cd含量的影响 |
| 5.2.7 土壤Cd全量及伴矿景天修复效率 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 有机物料对土壤养分的影响 |
| 5.3.2 有机物料对植物生长的影响 |
| 5.3.3 有机物料对伴矿景天碳、氮、磷计量比的影响 |
| 5.3.4 有机物料对伴矿景天修复效率的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 特色与创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（9）改良剂对农田土壤重金属镉修复的研究进展（论文提纲范文）
| 1 改良剂单施对土壤镉的修复效果 |
| 1.1 无机改良剂 |
| 1.1.1 碱性物质 |
| 1.1.2 含磷物质 |
| 1.1.3 黏土矿物 |
| 1.1.4 工业废渣 |
| 1.2 有机改良剂 |
| 1.2.1 有机物料 |
| 1.2.2 生物炭材料 |
| 2 改良剂配施对土壤镉的修复效果 |
| 3 新型材料改良剂对土壤镉的修复效果 |
| 4 问题与展望 |
（10）紫色水稻土颗粒有机质对镉的吸附解吸特征及环境行为影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤Cd污染现状及其危害 |
| 1.2 土壤中Cd迁移转化的影响机制 |
| 1.2.1 Cd的存在形态及迁移转化规律 |
| 1.2.2 吸附解吸对Cd迁移转化的影响 |
| 1.3 土壤吸附解吸Cd的主要影响因素 |
| 1.3.1 土壤pH值 |
| 1.3.2 CEC |
| 1.3.3 矿物组成 |
| 1.3.4 有机质 |
| 1.4 颗粒有机质对Cd的吸附解吸特征 |
| 1.4.1 颗粒有机质的概念 |
| 1.4.2 颗粒有机质对Cd吸附解吸的研究进展 |
| 1.5 小结 |
| 第2章 引言 |
| 2.1 研究目的和意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 紫色水稻土颗粒有机质对Cd的吸附解吸特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 吸附动力学特征 |
| 3.2.2 等温吸附特征 |
| 3.2.3 吸附热力学特征 |
| 3.2.4 POM吸附Cd的机制 |
| 3.2.5 POM中Cd的形态变化 |
| 3.2.6 影响POM吸附Cd的主要因子 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 颗粒有机质与蒙脱石相互作用对紫色水稻土镉吸附的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 紫色水稻土pH的动态变化 |
| 4.2.2 紫色水稻土CEC的动态变化 |
| 4.2.3 紫色水稻土有机碳含量的动态变化 |
| 4.2.4 紫色水稻土镉吸附量的动态变化 |
| 4.2.5 紫色水稻土镉解吸量的动态变化 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 颗粒有机质吸附镉在紫色水稻土中的形态及有效性 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 分析方法 |
| 5.1.4 数据分析 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 紫色水稻土pH的动态变化 |
| 5.2.2 紫色水稻土有机碳含量的动态变化 |
| 5.2.3 紫色水稻土Cd形态的动态变化 |
| 5.2.4 紫色水稻土有效Cd含量的动态变化 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参与课题 |
四、有机物料对土壤镉形态及其生物有效性的影响（论文参考文献）
- [1]石灰配施有机物料对稻麦轮作土壤镉影响研究[J]. 高琳琳,王陈丝丝,张宁,胡含秀,马友华. 中国农学通报, 2022(03)
- [2]持续淹水下外源有机物料对酸性土壤水稻镉积累的影响[D]. 郭岚岚. 扬州大学, 2021(08)
- [3]外源铁与有机物料联合作用对水稻积累重金属镉的阻控研究[D]. 孙星星. 扬州大学, 2021(08)
- [4]湖北大冶矿区镉污染农田土壤原位钝化修复及其稳定性[D]. 熊振乾. 华中农业大学, 2021
- [5]外源锌联合有机物料对土壤—水稻系统中镉锌积累的研究[D]. 张嘉伟. 扬州大学, 2021(08)
- [6]应用梯度扩散薄膜技术（DGT）评价典型地质成因Se-Cd共生区土壤生物有效性[D]. 刘冬. 太原理工大学, 2021(01)
- [7]外源有机质对重金属镉在水稻中迁移转化的影响[D]. 张晓绪. 扬州大学, 2020(04)
- [8]伴矿景天内生菌提取及其在镉污染土壤修复中的作用[D]. 柏佳. 湖南师范大学, 2020(01)
- [9]改良剂对农田土壤重金属镉修复的研究进展[J]. 胡艳美,王旭军,党秀丽. 江苏农业科学, 2020(06)
- [10]紫色水稻土颗粒有机质对镉的吸附解吸特征及环境行为影响[D]. 张兰萍. 西南大学, 2020(01)