一、土壤中不同老化时间的DDT对小麦根系的生物有效性（论文文献综述）
王雅乐[1]（2021）在《钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究》文中提出我国北方部分小麦主产区土壤Cd污染严重,威胁小麦安全生产。目前,关于我国南方酸性水稻田Cd污染修复方面的研究相对较多,针对北方碱性小麦田Cd污染的修复技术研究较少。在南方酸性水稻田Cd污染修复研究中获得的修复材料、产品及技术模式并不完全适应于北方碱性Cd污染小麦田土壤。因此,加强北方碱性小麦田土壤Cd污染修复,降低小麦籽粒Cd累积,对保障小麦安全生产具有重要意义。本文研究了巯基改性粘土材料在碱性Cd污染土壤中的钝化阻控效果及机制,乙二胺二琥珀酸（EDDS）强化孔雀草、美洲商陆和龙葵对碱性土壤Cd污染修复效率和环境效应,探究了孔雀草提取-钝化联合对碱性Cd污染土壤的修复效应,并进一步研究了MnSO4对小麦Cd积累的抑制作用及机制。主要结果如下:（1）在碱性Cd污染土壤中施加巯基改性粘土材料,促进土壤中可交换态Cd向Fe/Mn氧化物结合态Cd转换,降低淋出液中Cd的淋出率（75.98-77.70%）,但对元素Cu和Zn的影响较小;巯基改性粘土材料对土壤Cd的钝化作用迅速（1 d）、效果显着（44.89-62.39%）,且不受重金属提取剂淋溶作用的影响。土壤灭菌处理改变土壤微生物的结构和功能。与巯基坡缕石（MPAL）处理的自然土壤相比,MPAL处理的灭菌土壤中的稳定态Cd比例显着增加（36.62-50.00%）,MPAL在灭菌土壤中的钝化效果优于自然土壤。另外,施加MPAL对土壤微生物群落结构和多样性的影响较小。小麦盆栽试验结果表明,施加MPAL促进土壤大团聚体（>0.25mm）中的Cd向小团聚体（<0.048mm）转移,同时降低大团聚体中的有效态Cd含量。在碱性Cd污染土壤中施加0.1%MPAL使两种小麦籽粒Cd含量由0.57和0.44 mg·kg-1降低到0.10和0.09 mg·kg-1。（2）在碱性Cd污染土壤中,土壤溶液中的重金属浓度在施加EDDS后7 d逐渐增加,随EDDS降解逐渐降低;施加30-35d后,EDDS对Cd的强化作用消失;一次施加EDDS对土壤溶液中重金属的活化作用优于两次施加。三种超富集植物在碱性Cd污染土壤中的提取效率为:孔雀草（3.43%）>龙葵（2.30%）>美洲商陆（0.07%）;以合适的方式施加EDDS后,孔雀草、龙葵和美洲商陆的修复效率提高1.38%、1.35%和0.52%。另外,土壤pH值、重金属含量和酶活性的变化均与EDDS的施加时期显着相关。（3）两年连续试验结果表明,孔雀草收获时,土壤中施加的EDDS并未完全降解,EDDS-Cd复合物不能被小麦根系吸收;施加EDDS增加土壤pH值,不影响土壤中Cd的形态分布。施加EDDS增加孔雀草的Cd提取量,但没有显着降低轮作小麦籽粒Cd含量。施加MPAL不改变土壤pH值,增加土壤稳定态Cd含量,显着降低土壤有效态Cd含量。施加0.1%MPAL使低Cd积累小麦籽粒Cd含量从0.35 mg·kg-1降低到0.05 mg·kg-1,低于国家标准限值0.1 mg·kg-1（GB 2762-2017）,且对小麦籽粒的Fe、Mn、Cu和Zn含量无显着影响。第一季施加EDDS不影响MPAL的钝化效果。与单一施加MPAL处理相比,EDDS强化孔雀草提取-MPAL钝化联合处理没有显着降低小麦籽粒Cd含量。（4）土施0.05-0.2%MnSO4使小麦籽粒Cd含量降低24.16-63.44%。施用MnSO4增加小麦根部Mn含量,通过Mn与Cd之间的拮抗作用,降低小麦根部对Cd的吸收;且减少Cd从小麦节点1到节间1、穗轴到小麦籽粒的向上运输。小麦节点2-4可限制Cd和Mn元素的转运,节点1和穗轴可限制Cd的转运而不影响Mn的转运。小麦不同组织的离子组学空间分布与小麦生长形态一致,施加MnSO4改变了小麦根部、节点、颖壳和籽粒的离子组学组成,小麦根部的离子组学变化最为显着。
徐俏[2]（2021）在《土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制》文中研究指明稻田铅污染已成为影响水稻农产品安全的隐患,不同类型土壤铅有效性与水稻铅吸收累积之间量化关系不明。磷对铅有良好的固定效果,但磷对土壤铅有效性的影响仍存争议。本课题组前期分离出一株真菌草酸青霉SL2（Penicillium oxalicum SL2）,同时具有良好的耐铅和解磷能力。因此,本文以不同类型土壤-水稻系统为研究对象,通过盆栽试验、土壤培养和水培等形式,结合传统化学提取、原位梯度薄膜扩散、同步辐射XAFS等多种重金属有效性表征技术,系统研究不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律,构建土壤-水稻系统中铅生物有效性的预测模型,并探索草酸青霉SL2解磷效应对水稻铅累积的调控效果及相关作用机制。主要研究结果如下:（1）解析了不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律:不同类型土壤中铅有效态占比总体满足正态分布N（0.47,0.23）,Pb（CH3COO）2,GSH-Pb,Pb O,Pb HPO4以及Pb3（PO4）2是根际土壤中铅的主要赋存形态;籽粒铅含量超标点位主要分布于酸性土壤中;水稻铅累积与根际土壤铅有效性密切相关,土壤黏土矿物、土壤有机质、土壤游离态铁锰矿物以及土壤总磷含量是影响水稻铅吸收累积的主控因子。（2）构建了水稻籽粒对铅累积的生物有效性预测模型:基于土壤总铅、土壤有机质及粘土含量的回归模型（Lg[Grain-Pb]=0.569*Lg[Total-Pb]+0.336*Lg[Clay]+0.404*Lg[SOM]-3.18,R2=0.613,p<0.001）,可有效预测低铅污染水平下稻田土壤中水稻籽粒铅含量（土壤总铅<300 mg/kg）;基于模型推导了不同pH下稻田土壤铅安全阈值分别为386 mg/kg（pH≤5.5）、466 mg/kg（5.5<pH≤6.5）、628 mg/kg（6.5<pH≤7.5）和581 mg/kg（pH>7.5）。（3）阐明了施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制:300 mg/kg外源KH2PO4显着提高了酸性粉砂黏壤土（HN）水溶态铅（soluble-Pb）含量、促进了土壤固相中Fe/Mn/Al/Mg等金属离子的溶出,而淹水-落干过程则改变了土壤团聚体表面粗糙度和致密结构,300 mg/kg外源KH2PO4提高了土壤胶体中Pb（OH）2和胡敏酸结合态铅（HA-Pb）的比例,表明水溶态铅的增量是由土壤胶体络合态铅引起。（4）揭示了耐铅解磷真菌草酸青霉SL2（Penicillium oxalicum SL2）调控水稻籽粒铅累积的机制:SL2处理显着降低了水稻籽粒中铅的含量,2 x 107CFU/g SL2处理组中水稻籽粒铅含量平均值在对照组的基础上下降了91.1%;SL2的草酸分泌与解磷效应降低土壤铅有效性是缓解水稻籽粒铅超标的主要原因。（5）探究了草酸青霉SL2施加对稻田土壤真菌群落多样性的影响:SL2的施加显着改变了Penicillium＿oxalicum,Emericellopsis＿terricola,Sarocladium＿oryzae,Phaeosphaeriopsis＿musae等稻田土壤非优势真菌种群的相对丰度;其中Mortierella、Penicillium以及Hasegawazyma丰度的增加可能在降低水稻籽粒铅累积的过程中发挥重要作用。
樊宇[3]（2021）在《几种典型土壤中Pb/Cd交互作用对小麦积累转运的影响》文中进行了进一步梳理我国农田土壤重金属污染严重,且多以复合污染形式存在。土壤中重金属的生物有效性与其形态密切相关。重金属交互作用时,其有效性不仅与重金属类型相关,也取决于土壤性质和介质条件,从而影响其在作物体内的吸收转运。因此,本研究以我国主粮之一小麦为供试作物,以铅、镉为研究对象,通过盆栽实验,研究我国典型土壤黑土、垆土和棕红壤中铅、镉交互作用对小麦生长和铅镉积累转运的影响,主要结论如下:（1）外源添加铅、镉后,黑土和垆土中铅、镉交互作用未明显抑制小麦的株高和干重。黑土中由于有机质含量高,络合部分铅、镉,导致水溶态铅、镉含量低,对小麦抑制作用较弱;垆土中由于p H和碳酸钙含量高,水溶态铅、镉含量低,存在刺激效应,对小麦生长有促进作用,提高了小麦株高。棕红壤中由于土壤p H低,水溶态铅、镉含量高,铅、镉活性高,小麦的株高和干重受到显着抑制。（2）小麦各部位中根对铅和镉的富集作用最强,其次是茎和叶,籽粒最弱。随铅添加量上升,黑土中由于铅、镉竞争根系结合位点,铅、镉交互作用拮抗抑制小麦对镉的富集,导致对镉的富集降低;垆土中由于小麦生长较差,长时间受到铅、镉胁迫后,根部细胞膜受到影响,对镉的被动吸收增加,因此铅、镉交互作用则协同促进小麦镉的富集;棕红壤中由于低镉处理,铅使镉从土壤中解吸处理,促进镉的吸收,而高镉处理,铅、镉竞争作用较强,所以铅与0.3 mg/kg镉交互作用时协同促进小麦对镉的富集,但与0.6 mg/kg镉交互作用时则拮抗抑制了小麦对镉的富集。三种土壤中由于铅、镉浓度差异大,镉对铅的影响难以反映,因此铅、镉交互作用对小麦富集铅无显着影响。（3）随铅添加量上升,黑土和棕红壤中由于铅更易积累在根部,促进镉向上转运,因此铅、镉交互作用协同促进地下部向地上部镉的转运。垆土中由于铅、镉转运过程中存在竞争作用,导致铅、镉交互作用拮抗抑制镉的转运。随镉添加量增大,三种土壤中铅、镉交互作用拮抗抑制地下部向地上部铅的转运。
张贺[4]（2021）在《秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响》文中研究表明多环芳烃（PAHs）广泛存在于大气、水体、土壤等环境介质,是一种具有致癌性、致畸性和致突变性的持久有机污染物。多环芳烃主要来源于人类活动,包括交通、工业排放、煤炭和化石燃料燃烧等过程。土壤是多环芳烃一个重要的汇,大气及水体中的多环芳烃最终通过干湿沉降进入土壤。土壤中的多环芳烃不仅毒害植物和土壤微生物,还通过皮肤接触、呼吸及膳食途径进入人体,危害人体健康。因此降低土壤中多环芳烃污染,减少农产品吸收、积累多环芳烃具有重要意义。本研究以多环芳烃污染土壤为研究对象,探究了玉米秸秆和根茬还田对土壤中多环芳烃降解的影响;调查了单独或联合添加秸秆、葡萄糖、叠氮化钠对土壤中多环芳烃降解、形态转化、生物有效性、微生物群落以及相关多环芳烃降解基因的影响;并研究了添加不同比例玉米秸秆（1%、2.5%和5%w/w）对冬小麦吸收、积累多环芳烃的影响。主要研究结果如下:添加玉米秸秆或根茬显着（P<0.05）增加了土壤中CO2的排放速率和70天培养期CO2累计排放量,且CO2排放速率随秸秆或根茬添加量的增加而增大。添加玉米秸秆和根茬明显提高土壤可溶性有机碳和土壤微生物量碳含量,在5%（w/w）添加量下,玉米秸秆比根茬更有利于土壤中可溶性有机碳和土壤微生物量碳的增加。添加玉米秸秆和根茬均提高了土壤中多环芳烃的溶解性和移动性,进而促进了污染土壤中多环芳烃的降解,其中在5%（w/w）添加量下秸秆比根茬更有利于土壤中多环芳烃的降解。培养70天后,添加葡萄糖和秸秆显着（P<0.05）增加了土壤中多环芳烃的降解率,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖处理下多环芳烃降解率与对照相比分别增加了13.01%、20.62%和29.81%。同时,土壤中有效态多环芳烃浓度明显下降,添加葡萄糖(17.12μg kg-1)、秸秆(16.87μg kg-1)、联合添加秸秆和葡萄糖(15.27μg kg-1)处理下土壤中有效态多环芳烃浓度显着（P<0.05）低于对照土壤(46.17μg kg-1)。此外,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖均显着增加了土壤中可溶性有机碳含量和土壤微生物量碳含量。可溶性有机物质的积累增加了土壤中多环芳烃的溶解能力,使得被吸附固定的锁定态多环芳烃向结合态发生转化,进而易于被土壤微生物利用。添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖处理改变了土壤中微生物群落,增加了土壤中多环芳烃降解相关细菌的相对丰度和降解基因的比例,促进了土壤中多环芳烃的降解。添加秸秆显着（P<0.05）降低了根际土壤和非根际土壤中多环芳烃的含量,不同比例秸秆还田处理下根际和非根际土壤多环芳烃降解率由高到低的顺序为5%>2.5%>1%。土壤中多环芳烃的残留量下降,导致冬小麦地上部和籽粒中多环芳烃浓度随小麦根系吸收多环芳烃的下降而减少,在5%秸秆添加处理下冬小麦籽粒中Ba P浓度低于食品安全国家标准(5.0μg kg-1)。综上所述,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖的土壤中多环芳烃具有较高的降解率,进而显着（P<0.05）降低了有效态多环芳烃（水溶态和酸溶态）的浓度,可溶性有机碳的增加促进了土壤中锁定态多环芳烃向结合态发生转化。在添加量为5%（w/w）时,玉米秸秆还田比根茬还田更有利于土壤中多环芳烃的降解。
王文洁[5]（2021）在《铁基修复材料的植物效应及其致毒机理研究》文中认为随着纳米技术的快速发展,铁基修复材料已成为环境污染领域中应用最为广泛的修复材料之一。由于其性质活泼,进入环境后易对生物体和生态系统产生负面影响,因此,越来越多的研究者开始关注铁基修复材料在环境中的归宿及其生物效应和毒性机理。本研究以绿豆和小麦作为供试植物,以Fe Cl3、微米级和纳米级四氧化三铁（m Fe3O4和n Fe3O4）、微米级和纳米级零价铁（m ZVI、n ZVI）、淀粉稳定化纳米零价铁（S-n ZVI）和活性炭负载纳米零价铁（A-n ZVI）为供试材料,通过植物种子萌发试验,探究铁基修复材料种类和剂量在不同环境介质中对植物种子萌发的影响;通过植物幼苗生长试验,探究铁基修复材料对绿豆幼苗生长和生理生化等指标的影响及毒性机理;通过室内盆栽/培养实验,研究铁基修复材料在有无植物协同作用下对土壤酶活性和土壤微生物多样性的影响。本研究的主要结果为:（1）种子萌发试验结果表明,铁基修复材料对植物种子萌发存在延迟现象。在水环境介质中,铁基修复材料聚集物（除Fe Cl3）易在植物种皮和幼苗根系附着,形成覆盖涂层影响植物种子的萌发和生长,其中m Fe3O4和n Fe3O4对绿豆和小麦种子萌发及生长表现出轻微促进作用,而四种零价铁系材料对绿豆和小麦幼苗根芽长度和干鲜重的影响存在植物种类上的差异,S-n ZVI和A-n ZVI显着影响绿豆幼苗生长,而m ZVI和n ZVI显着影响小麦幼苗生长。Fe Cl3溶液对绿豆和小麦种子发芽率、根芽长度和干鲜重随铁浓度的增加呈显着抑制作用（p<0.05）。在土壤介质中,铁基修复材料对绿豆种子萌发和幼苗生长的影响明显低于水环境介质,在高剂量（1000mg/kg）条件下,绿豆根系干鲜重受到铁基修复材料的显着抑制（p<0.05）。该部分研究结果表明:铁基修复材料的种类、剂量、植物种类及环境介质是影响种子萌发和生长的重要因素,而铁基聚集物在植物种皮及幼苗根部的附着是延迟植物种子萌发及影响种子幼苗生长的关键。（2）幼苗生长试验结果表明,铁基修复材料会引起绿豆幼苗生长发生显着变化。在高剂量（1000 mg/kg）条件下,绿豆幼苗的株高和干鲜重都显着降低（p<0.05）。铁基修复材料的施加促进绿豆根系对铁的吸收,并对绿豆幼苗叶绿素组成和光合作用机制产生一定损伤,其中,S-n ZVI和A-n ZVI向地上的转移,不仅增加了绿豆叶片中铁的含量,还造成叶片叶绿素含量及叶绿素荧光参数的显着降低（p<0.05）。同时,铁基修复材料的施加显着改变绿豆叶片抗氧化酶活性（p<0.05）,外源铁的施加促使绿豆幼苗叶片超氧化物歧化酶（SOD）和过氧化物酶（POD）活性升高,过氧化氢酶（CAT）活性降低。本研究结果表明:铁基修复材料的种类和剂量是影响绿豆幼苗生长的重要因素,铁在绿豆根系及茎叶中的累积和转移会破坏绿豆幼苗的光合机构和叶绿素组成,对绿豆幼苗生长产生毒害作用,并且铁基修复材料的施加会诱导绿豆叶片产生大量活性氧自由基（ROS）,致使叶片抗氧化酶活性发生显着变化,对绿豆幼苗生长产生抑制。（3）室内盆栽/培养实验结果表明,铁基修复材料的施加会增加土壤中有效铁（DTPA-Fe）的含量,降低土壤p H值,促进土壤脲酶的活性,抑制CAT酶活性。植物根系存在会缓解铁基修复材料对p H的影响,且增加土壤酶的活性。低浓度（300mg/kg）铁基修复材料种类会影响土壤微生物群落组成比例发生显着变化,与对照相比,铁基修复材料的施加在门水平上增加了土壤厚壁菌的相对丰度,减少了绿弯菌和酸杆菌的相对丰度。因此,铁基修复材料的施加会显着影响土壤微环境,且材料种类和剂量是其重要的影响因素。综上,铁基修复材料的种类和剂量是影响植物种子萌发、植物幼苗生长及土壤微环境的重要因素。在水环境介质中铁基聚集物在植物种皮及根系表面的附着也是影响植物萌发和生长的关键因素。在土壤环境中,植物对铁的吸收、累积和转运及铁基修复材料对植物叶绿素含量、光合作用和抗氧化酶活性的改变是铁基修复材料对植物的主要毒性机理。铁基修复材料的施加还会显着改变土壤酶活性及土壤微生物的相对丰度。因此,在实际修复应用中,选择合适的铁基修复材料种类和剂量可以有效降低对生物体及生态系统的二次影响。
彭叶棉[6]（2020）在《外源六价铬在土壤中的老化动力学模型及小麦毒性效应》文中认为由于工业化以及城市化进程的逐渐加快,重金属带来的污染逐渐成为我国重大环境问题。重金属铬的迁移与转化不仅导致水、土壤、空气等的环境污染,还可以通过农作物等食物链的方式进入人体,导致人体致畸致癌率升高。因此,铬的迁移与转化及其生物有效性研究对铬污染的防治具有重要的科学及环境意义。土壤环境中的铬主要以Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）两种形式存在,而Cr（Ⅵ）的毒性远大于Cr（Ⅲ）。由于铬在不同土壤中的老化过程会影响有效态Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）的含量,导致较大的毒性差异。目前关于铬的老化机制仍不清晰,其对植物有效性的影响也缺乏相关研究。针对这些科学问题,本论文展开以下研究内容:（1）土壤铬的老化机制模型研究。选用6个属于小麦种植省市的典型农田土壤进行了模型研究。本研究中,通过外源添加Cr（Ⅵ）溶液使得土壤铬质量分数为175 mg?kg-1,开展土壤中铬老化实验,获得105天内不同提取态铬的含量变化。利用三种经典的老化模型,分析铬的老化机制,结果表明土壤Cr（Ⅵ）的老化过程中吸附过程（R2>0.821—0.985,P<0.01）可能占重要地位,而扩散作用（R2>0.690,P<0.01）对Cr（Ⅵ）在土壤中的老化过程中起到的影响相对较小。但是这三种方程均适用于拟合某一具体反应过程,无法基于老化过程中多种反应共同发生的机制进行拟合。故此,本文建立了包含有效态Cr（Ⅵ）转化成老化态的Cr（Ⅵ）、有效态Cr（Ⅵ）还原成有效态Cr（Ⅲ）、生成的有效态Cr（Ⅲ）继续老化产生老化态的Cr（Ⅲ）这三个基元反应过程的动力学模型。结果表明新模型可以较好地反应铬的不同老化机制,并计算其反应速率。外源Cr（Ⅵ）进入土壤老化平衡后105天后,土壤中Cr（Ⅲ）的含量（11.78─32.54%）均高于了Cr（Ⅵ）含量（11.03─24.87%）,土壤中大部分有效态铬将以Cr（Ⅲ）形态存在。（2）铬的植物有效性研究。该研究通过在外源添加Cr（Ⅵ）溶液的土壤上种植小麦（Triticum aestivum L.）的实验过程,探究其对土壤中重金属铬的富集作用及植物有效性。研究结果表明苗期（5 d）的小麦富集的铬质量浓度达到约200mg·kg-1时,小麦根的生长受到抑制。几种土壤中小麦富集系数均随着外源铬含量(5─175 mg·kg-1)的升高而下降,导致该结果的原因为低铬处理(5 mg·kg-1)对小麦根长抑制较小,此时铬的富集系数较高;随着相同土壤体系内铬处理浓度的升高,土壤中小麦根系的生长均受抑制,而富集能力则逐渐降低。此外,研究结果表明土壤提取态铬（乙酸铵提取剂）与小麦相对根伸长具有较好的相关性（R2=0.741,P<0.01）。相比土壤全量铬,有效态铬更适宜作为有效性模型的预测因子。通过回归分析,建立了基于提取态总铬含量、Cr（Ⅲ）与Cr（Ⅵ）的分配值预测相对生长量的有效性预测模型（R2>0.75,P<0.001）。老化过程受pH值有机质含量等土壤理化性质的综合影响,老化平衡30天后的六种土壤中重庆紫色土(pH=6.40,OM=17.94 g·kg-1)的有效态铬含量低,其Cr（Ⅵ）在总量中占比低,故在6种农田土壤中铬毒害最轻。土壤理化性质中有机质、pH值等参数对有效态Cr（Ⅲ）与Cr（Ⅵ）含量的影响固然不可忽视,但是直接测定提取态总铬和Cr（Ⅵ）含量以建立生物有效性模型的方法更为简便。（3）影响铬植物有效性的关键过程及因素。本研究通过对全国18个省市的典型土壤老化过程的反应速率及土壤理化性质对小麦的铬毒性阈值做回归性分析。结果表明,土壤理化性质中,有机质含量对土壤中铬的有效性影响最大。基于描述土壤铬老化过程的基元反应动力学模型参数,以不同老化过程的反应速率常数为影响因子。分析标准化的影响因子的权重。结果表明,相比老化反应中的非氧化还原类型的吸附、沉淀、扩散等作用,Cr（Ⅵ）还原成Cr（Ⅲ）的过程对土壤中铬的有效态影响最大。
禚赛[7]（2020）在《Pb/Cd交互作用及其生物有效性对水稻生长的影响》文中研究表明我国土壤重金属污染问题日益严重,不容忽视。水稻作为我国最主要的粮食作物,其产区主要分布在以Pb/Cd复合污染为主的长江以南地区。土壤中的Pb、Cd会影响植物的正常生长,并且能够通过食物链在人和动物体内蓄积,严重威胁人类的生产和生活。本研究以水稻为对象,分析Pb/Cd单一、复合处理与水稻根伸长之间的剂量-效应关系,利用浓度加和模型（CA）和独立作用模型（IA）对不同浓度组合Pb/Cd复合的交互作用及其联合毒性进行预测,并对Pb/Cd单一及复合污染处理时水稻抽穗期和成熟期生物量、生长指标、生理指标和水稻体内Pb、Cd富集转运特性进行分析研究,以期探明土壤环境中Pb/Cd复合处理对水稻生长的交互作用、生物效应及其影响。主要研究结果如下:（1）水稻根伸长的剂量-效应曲线结果表明低浓度Pb/Cd交互主要为拮抗作用,Pb/Cd联合毒性减弱,而高浓度表现为协同作用,其联合毒性增强。水培试验中0～0.05mg/L Cd、0～0.6 mg/L Pb交互主要表现为拮抗作用,而Cd>0.05 mg/L、Pb>0.6 mg/L时则主要表现为协同作用;随0.1、0.3 mg/L Cd加入,Pb单一处理时毒性阈值EC50-Pb由0.112 mg/L分别升高至0.550、0.950 mg/L,而EC10-Pb则由0.004 mg/L增加至0.039、0.370 mg/L;Cd单一处理下的毒性阈值,随着0.6 mg/L Pb加入,EC50-Cd、EC10-Cd由0.020、0.0002 mg/L升高至0.206、0.029 mg/L,但添加80 mg/L Pb使EC50-Cd减小至0.002 mg/L、EC10-Cd增大至0.0004 mg/L;CA模型比IA模型更能准确模拟Pb/Cd交互作用。（2）Pb/Cd交互作用对抽穗期和成熟期水稻的的生理生化指标呈现出不同程度的影响。不同浓度Pb、Cd交互对抽穗期和成熟期水稻的株高、地上部鲜重影响不显着（P>0.05）;0.3、0.6 mg/kg Cd与125、250 mg/kg Pb交互使水稻的根鲜重、根长、根表面积和根平均直径等根系生长指标较单一处理呈增加趋势,叶绿素含量、净光合速率、气孔导度、蒸腾速率和胞间CO2浓度等光合指标均较单一处理呈现不同程度的增加,Pb/Cd交互主要表现为拮抗作用,对水稻生长发育的毒害作用减弱;但0.6 mg/kg Cd与250 mg/kg Pb复合处理使水稻的根尖数、分叉数和总根长呈降低趋势,高浓度Pb/Cd交互对水稻后期生长产生不利影响。（3）水稻植株中Pb、Cd含量与土壤中Pb、Cd含量呈正相关。水稻各器官Pb含量:根>叶>茎>稻壳>糙米,Cd含量:根>茎>叶>稻壳>糙米。对比Pb、Cd单一处理,Pb/Cd复合处理下水稻各部位Pb、Cd含量均呈现不同程度的降低,其中（0.3,125）、（0.6,125）和（0.3,250）处理使糙米中Pb含量较Pb单一处理分别显着减小了57.86%、63.38%、46.94%,但（0.6,250）处理下无显着变化,78%籽粒中Pb含量超过0.2 mg/kg的食品安全国家标准值;（0.3,250）、（0.6,125）和（0.6,250）处理使糙米中Cd含量较Cd单一处理分别显着降低了56.8%、24.77%、45.68%,而（0.3,125）处理下无明显变化,籽粒中Cd含量均小于0.2 mg/kg的食品安全国家标准值（GB 2762-2017）。表明添加Cd会抑制Pb在水稻可食部位的富集,添加Pb也会抑制水稻籽粒对Cd的吸收,Pb/Cd交互在水稻各器官Pb、Cd累积量中主要表现为拮抗作用。（4）水稻各部位的富集、转运系数为BCFCd/TFCd>BCFPb/TFPb,Pb在水稻各部位的富集转运能力:根>叶>茎>稻壳>糙米,而Cd为:根>茎>叶>稻壳>糙米。水稻根、茎、叶、稻壳和糙米的Cd、Pb富集系数分别为26.756～101.592、4.656～9.893、1.311～3.457、0.082～0.346、0.061～0.408,0.928～3.006、0.062～0.363、0.334～0.850、0.035～0.270、0.001～0.011;水稻茎、叶、稻壳和糙米的Cd、Pb转运系数分别为0.077～0.371、0.030～0.112、0.001～0.013、0.0007～0.009,0.066～0.146、0.167～0.438、0.015～0.239、0.0006～0.010,表明Cd比Pb更容易在水稻中累积迁移,土壤中的Pb、Cd被根吸收进入水稻体内,且主要分布于根部、其次是茎和叶、籽粒中Pb、Cd含量最少。Pb/Cd交互使水稻多数器官中的Pb、Cd富集转运较单一处理呈现不同程度的降低,（0.3,125）、（0.6,125）、（0.3,250）和（0.6,250）处理使水稻根、茎叶、稻壳和糙米中Pb富集系数较单一处理分别降低了7.49%～50%、7.09%～75%、7.16%～33.33%和17.63%～30.16%,而Cd富集系数较Cd单一处理分别减少了1.36%、6.33%～19.65%、15.52%～57.64%和11.98%～43.95%;同时,Pb转运系数较单一处理分别降低了23.81%～56.54%、52.38%～59.20%、4.35%～49.86%和1.53%～34.78%,而Cd在（0.3,125）处理下转运系数较单一处理增加了49.07%～83.36%,其它处理则分别减小了16.44%～27.21%、52.24%和21.02%～49.85%;添加Pb抑制Cd在水稻中的生物富集转运程度,而添加Cd也会抑制Pb在水稻中的生物富集转运能力。Pb/Cd交互在水稻的Pb、Cd累积转运中主要表现为拮抗作用,使Pb、Cd的生物有效性降低,减少水稻中Pb、Cd的累积,进而减轻对水稻的毒害。
王丹[8]（2019）在《秸秆还田对土壤硒生物有效性的影响及作用机制》文中进行了进一步梳理硒是人体必需的“双刃剑”元素,其过量或不足均会威胁人体健康。硒的生物有效性与土壤中硒的形态密切相关,后者则受外源施硒种类和土壤理化性质的影响。秸秆还田是农业废弃物资源化和培肥地力常用的一种农业生产措施,秸秆在土壤中腐解释放的溶解性有机质（DOM）与硒发生相互作用,秸秆还田还影响着土壤中有机质含量及微环境的pH等,这些均影响土壤中硒的形态转化及其有效性。但有关秸秆还田对土壤中硒的形态及有效性的影响的研究较少,尤其是秸秆释放的DOM对不同价态外源硒有效性的影响及其机制尚未见报道。为此,本研究将老化培养试验和盆栽试验相结合,建立了硒形态、价态及与DOM相结合的土壤硒测定方法,探究了秸秆还田对不同土壤外源硒酸盐和亚硒酸盐形态转化及有效性的影响;并采用紫外-可见光谱、ATR-FTIR红外光谱和2D-COS及3D-EEM结合平行因子分析技术等多种光谱学手段探讨秸秆腐解释放的DOM的量变及质变过程,进一步揭示了有机硒（DOM-Se）的转化机理。对比了秸秆源DOM与无机硒相互作用形成的有机硒与天然有机硒（富硒秸秆源）矿化释放出的无机硒有效性的差异,旨在为秸秆还田在硒的生物强化过程中调控作物硒含量、降低硒资源的浪费及减少环境风险提供科学依据。得到的主要结果如下:1.明确了土壤pH和有机质是影响外源硒酸盐在土壤中老化过程中硒有效性的主控因子。硒酸盐在土壤中的老化过程是一个先快速下降后缓慢持续下降的过程,多数中碱性土壤和酸性土壤分别在外源硒酸盐施入109天和33-56天后达到平衡,酸性土壤的老化速率显着高于碱性土壤。2.修改并完善了DOM结合态硒的浸提和分形方法。通过对水溶态和交换态浸提液、DOM分形过程中树脂和洗脱液用量的筛选,结合前人的研究方法,实现了对不同外源硒在不同类型土壤中形成的DOM-Se的分形,明确了XAD-8树脂、用于酸化溶液的盐酸及洗脱液等试剂的用量,确保亲水性有机酸结合态硒（Hy-Se）、富里酸结合态硒（FA-Se）、疏水中性有机质结合态硒（HON-Se）及胡敏酸结合态硒（HA-Se）在土壤不同组分的形态完全分离,为土壤中DOM-Se的深层研究创造了条件。3.证实秸秆源DOM在不同土壤中对硒酸盐的有效性的影响具有两面性。在有机质含量高的酸性土壤中秸秆源DOM释放的FA及HON与硒结合可提高土壤溶液及土壤颗粒表面的硒含量而提高其有效性,而有机质含量较低的碱性土壤中HA与硒的结合会促进硒向土壤固相组分的转化,从而降低其有效性。秸秆还田后土壤溶液及土壤颗粒表面吸附的DOM结合态硒均以亲水性六价有机酸结合态硒（Hy-Se）为主。除江西红壤SOL-HA-Se含量较高外,杨陵塿土、河北潮土和江苏乌栅土中均是SOL-FA-Se含量高于SOL-HA-Se。秸秆腐解矿化及土壤固有有机质的活化释放的DOM携带的醇羟基、羰基、烷基（甲基）及芳香性酚类官能团与硒酸盐发生还原、配位吸附及内外层表面络合反应是DOM与硒相互作用的主要方式。秸秆源DOM对硒酸盐的双重作用与DOM的官能团特性及土壤理化性质密切相关。4.探明了秸秆还田对亚硒酸盐的老化作用与硒酸盐不同,以四价硒与土壤颗粒及固相组分的结合为主,且SOL-HA-Se和EX-Hy-Se是反映硒有效性的重要DOM结合态硒。这一老化过程受秸秆还田量的影响较小,且对酸性土壤中亚硒酸盐老化的影响显着大于碱性土壤。但受土壤固相组分中有机质含量等影响较大,秸秆还田显着提升了HA-Se和RES-Se组分。秸秆还田的土壤中交换态的DOM与亚硒酸盐反应的主要官能团有醇O-H、饱和及不饱和脂肪羧基C=O及芳香类C-O官能团,亚硒酸盐与醇O-H结合是DOM与亚硒酸盐之间的重要反应之一。5.查明了秸秆源DOM可显着降低外源硒酸盐的生物有效性（p<0.05）,且其受DOM的组成、芳构化及官能团特性及其与硒的结合方式的影响。与对照相比,红壤中小麦各部位硒含量下降幅度均显着高于塿土,籽粒中硒含量降幅高达34%以上。秸秆还田提高了土壤溶液中SOL-Hy-Se及SOL-FA-Se组分向芳构化及疏水性更高的SOL-HON-Se和存在于土壤颗粒表面的EX-FA-Se的转化,SOL-HON-Se和EX-FA-Se均是小麦籽粒硒的主要来源（p<0.01）。随着秸秆还田时间的增长,土壤中DOM均呈现由简单结构的小分子（如Hy和FA）向芳构化程度较高大分子（HA）转化的趋势,同时伴随着与之结合的硒的还原和固定,导致硒有效性的下降。6.探明了秸秆源DOM能显着提高亚硒酸盐在土壤中的有效性,且其受土壤性质和施硒浓度的影响。秸秆还田在所有硒处理中均显着提高了碱性塿土小麦籽粒硒含量（p<0.05）;而仅在高硒处理时显着增加了酸性红壤中小麦籽粒硒含量（p<0.05）。2D-COS分析发现秸秆还田促使红壤中HA组分的矿化分解是高硒处理的小麦籽粒中硒含量显着提升主要原因。富含HA的红壤中更易形成HA-Se,这与亚硒酸盐在土壤中首先与芳香性的酚类和醚类C-O官能团结合有关。同时,碱性塿土中秸秆源DOM通过饱和及不饱和脂肪羧基C=O与硒的络合形成Hy-Se和FA-Se,两者均可被植物直接吸收利用。因此,秸秆还田显着提升了塿土中亚硒酸盐的生物有效性,而酸性红壤仅在高硒处理时秸秆还田的作用更为显着。7.明确了富硒秸秆矿化可显着提升土壤硒的利用效率,可作为缺硒地区植物补硒的措施。富硒小麦秸秆与富硒小白菜还田后种植的小白菜地上部硒含量分别为对照处理的1.7倍和9.7倍,地下部硒含量分别为对照处理的2.3倍和6.3倍。富硒秸秆还田显着提高了土壤呼吸速率,促进秸秆的矿化分解,导致土壤水溶态硒、交换态硒和富里酸结合态硒的含量提高。交换态硒比水溶态硒含量更能反映土壤硒的有效性,且其与富里酸结合态硒呈显着相关,进一步证实了土壤有机结合态硒（FA-Se）是土壤有效硒的潜在硒源。由于施入的两种物料腐解速度和生成富里酸结合态硒含量的差异,富硒小白菜施入后土壤硒的利用效率显着高于富硒小麦秸秆,说明富硒秸秆中硒的利用率与其种类有关,在实际中要予以考虑。综上所述,秸秆源DOM通过不同的方式与外源硒发生相互作用,使得不同土壤中DOM-Se组分分布不同且不断地发生转化作用而影响着外源硒的有效性。秸秆还田对硒有效性的影响受土壤中的DOM含量、物质组成、官能团结构等特性的左右。秸秆还田在显着提升亚硒酸盐生物有效性的同时,却降低了硒酸盐有效性,因此,秸秆还田技术用于硒的生物强化及污染修复中时要综合考虑。
吴翔[9]（2018）在《典型土壤有机污染物赋存形态及影响因素》文中研究指明土壤有机污染物迁移转化及生物有效性很大程度上取决于其赋存形态。探究土壤中有机污染物赋存形态是科学评估土壤及作物有机物污染风险的关键,也是发展土壤有机物污染缓解与阻控新技术、保障农作物品质与安全的重要基础。本文在课题组前期研究的基础上,分析了超声连续提取法评价土壤有机污染物赋存形态分类方法的适用范围,研究了典型人工纳米颗粒对土壤中有机污染物赋存形态的影响及作用机制。探讨了有机污染物生物有效性与其赋存形态之间的关系,将有机污染物生物有效态及传输系数耦合进限制分配模型以降低预测偏差,试图提高模型预测植物吸收累积有机污染物的准确性,以期为生产安全农产品和保障土地资源可持续利用提供理论依据。论文取得以下有价值的结果:（1）土壤中水溶态和酸溶态有机污染物是生物有效态。有机污染物生物有效态的含量与其log Kow值及土壤有机质含量呈负相关。植物累积有机污染物的量与其生物有效态含量线性相关（R2>0.75）。（2）土壤中人工纳米颗粒与有机污染物共存时,有机污染物结合态含量增加,锁定态含量降低。人工纳米颗粒竞争吸附结合态污染物,进而被植物吸收增加其有机污染物的累积量。土壤中有机污染物为了维持其含量的动态平衡,部分锁定态的有机污染物转移至结合态,进而导致有机污染物锁定态含量降低,结合态含量增加。其中,共存人工纳米颗粒和无纳米颗粒土壤中有机污染物生物有效态含量无显着性差异（p>0.05,0.8）,共存人工纳米颗粒土壤有机污染物结合态含量显着高于对照土壤（p<0.01）,且结合态增加量与锁定态减少量一致。（3）利用土壤有机污染物的生物有效态及传输系数改进限制分配进模型,可显着降低模型对植物累积有机污染物量的预测偏差。与初始模型相比,水稻土、红壤和黑土上五个浓度组中八种植物体内累积八种有机污染物的平均预测偏差分别由-97.8%降低至14.9%,-97.3%降低至14.2%和-96.8%降低至13.4%。修正后的模型预测偏差远低于原模型的平均偏差-97.6%（±3.4%）。
孟凡波[10]（2017）在《菹草对沉积物多环芳烃的修复作用及机理》文中研究说明多环芳烃（PAHs）难降解并具有很强的疏水性,在沉积物中蓄积后会通过水中生物富集及生物链作用对人体产生危害。沉水植物可通过光合作用由根系向沉积物中释放营养物质和氧气,从而强化微生物降解沉积物中PAHs的活性。因此,开展沉水植物原位修复受PAHs污染沉积物的研究具有重要意义。本论文选取典型沉水植物-菹草为受试植物,通过盆栽和根箱实验,利用磷脂脂肪酸（PLFAs）、微电极和模型计算等技术手段,研究了菹草对沉积物中PAHs浓度的耐受性以及不同因素（PAHs浓度、菹草种植密度和PAHs的老化行为）对菹草修复沉积物中PAHs效果的影响,探讨了修复机理。研究结果发现（1）菹草耐受沉积物中菲和芘（1:1）的总浓度可达120 mg/kg,根尖数是最敏感的指标;（2）菹草可以加速沉积物中PAHs降解;随菲和芘的总浓度升高（848mg/kg）、菹草种植密度增加（6423530株/m2）,菹草对沉积物中菲和芘去除率的提升幅度增大（6.534.1%和0.924.5%）;菹草对老化沉积物中芘的去除率提升幅度为45.9%;（3）菹草不仅显着提高了沉积物中氧化还原电位、多酚氧化酶活性（7.142.1%）、微生物数量（48.2197.8%）和降解菌数量（24.650.0%）,还改变了微生物的群落结构;（4）解吸-微生物降解耦合模型结果表明菹草对未老化和老化沉积物中吸附态芘的生物降解活性的提升幅度（150%和277%）均高于生物有效性（13.1%和73.9%）。得到的结论为（1）菹草可耐受较高浓度的PAHs;（2）菹草根系释氧作用改变了沉积物中的厌氧环境,提高了微生物降解活性并改变了微生物群落结构,进而加速了沉积物中PAHs的降解;（3）生物降解活性对沉积物中PAHs加速降解的贡献显着高于生物有效性的贡献。
二、土壤中不同老化时间的DDT对小麦根系的生物有效性（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、土壤中不同老化时间的DDT对小麦根系的生物有效性（论文提纲范文）
（1）钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤Cd污染现状 |
| 1.1.1 土壤Cd污染来源及修复技术 |
| 1.1.2 小麦及小麦田土壤Cd污染现状 |
| 1.2 钝化阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.2.1 碱性Cd污染农田修复中常用的钝化材料及存在问题 |
| 1.2.2 巯基改性材料在Cd土壤污染修复方面的研究进展 |
| 1.3 植物提取技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.3.1 常用的超富集植物及强化植物提取措施 |
| 1.3.2 植物提取技术在弱碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.4 联合阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.5 肥料对小麦Cd吸收和累积的影响 |
| 1.6 国外小麦田土壤Cd污染修复技术研究进展 |
| 1.7 研究目的及意义、研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 研究问题及内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 巯基改性粘土对碱性土壤Cd污染钝化阻控效应及机制研究 |
| 第一节 巯基改性粘土对碱性土壤中重金属淋溶行为的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验方法 |
| 2.2.2 样品处理 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 试验结果 |
| 2.3.1 不同淋洗剂对Cd淋出率的影响 |
| 2.3.2 巯基改性粘土对土壤淋出液和重金属含量的影响 |
| 2.3.3 老化时间对巯基改性粘土处理土壤的淋溶行为的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第二节 土壤灭菌处理对巯基坡缕石钝化碱性土壤Cd污染效应的影响 |
| 2.6 引言 |
| 2.7 材料与方法 |
| 2.7.1 试验方法 |
| 2.7.2 样品处理 |
| 2.7.3 数据分析 |
| 2.8 试验结果 |
| 2.8.1 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤重金属含量的影响 |
| 2.8.2 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤细菌群落的影响 |
| 2.8.3 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤理化性质的影响 |
| 2.9 讨论 |
| 2.9.1 土壤灭菌处理不影响巯基坡缕石在碱性土壤中对Cd的钝化作用 |
| 2.9.2 土壤灭菌处理改变土壤细菌群落和土壤理化性质 |
| 2.10 小结 |
| 第三节 巯基坡缕石对小麦Cd累积和土壤团聚体Cd分布的影响 |
| 2.11 引言 |
| 2.12 材料与方法 |
| 2.12.1 试验方法 |
| 2.12.2 样品处理 |
| 2.12.3 数据分析 |
| 2.13 试验结果 |
| 2.13.1 施加巯基坡缕石对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 2.13.2 施加巯基坡缕石对土壤团聚体的影响 |
| 2.14 讨论 |
| 2.14.1 施加巯基坡缕石降低小麦对Cd吸收和转运 |
| 2.14.2 施加巯基坡缕石改变Cd在土壤团聚体中的分布 |
| 2.15 小结 |
| 本章结论 |
| 第三章 EDDS 强化超富集植物对碱性土壤 Cd 污染修复效应及机制研究 |
| 第一节 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆Cd积累和生长的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验方法 |
| 3.2.2 样品处理 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 试验结果 |
| 3.3.1 施加EDDS对土壤溶液Cd含量的影响 |
| 3.3.2 孔雀草和美洲商陆的Cd吸收动态变化 |
| 3.3.3 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆生长和Cd积累的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第二节 施加EDDS对碱性Cd污染土壤中龙葵修复效率及土壤质量的影响 |
| 3.6 引言 |
| 3.7 材料与方法 |
| 3.7.1 试验方法 |
| 3.7.2 样品处理 |
| 3.7.3 数据分析 |
| 3.8 试验结果 |
| 3.8.1 施加EDDS对龙葵生长和Cd积累的影响 |
| 3.8.2 施加EDDS对土壤溶液重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.8.3 施加EDDS对土壤重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.9 讨论 |
| 3.10 小结 |
| 本章结论 |
| 第四章 EDDS强化孔雀草提取-巯基坡缕石钝化联合修复Cd污染土壤效应研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验方法 |
| 4.2.2 样品处理 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 试验结果 |
| 4.3.1 联合修复技术对土壤老化阶段土壤溶液的影响 |
| 4.3.2 联合修复技术对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 4.3.3 联合修复技术对土壤性质和Cd形态的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 联合修复技术对土壤理化性质和小麦Cd累积效应的影响 |
| 4.4.2 联合修复效率评价 |
| 4.5 本章结论 |
| 第五章 土施MnSO_4对小麦Cd累积关键部位和离子组学影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验方法 |
| 5.2.2 样品处理 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 试验结果 |
| 5.3.1 土施MnSO_4对小麦Cd和 Mn吸收转运的影响 |
| 5.3.2 土施MnSO_4对小麦离子组学的影响 |
| 5.3.3 土施MnSO_4对土壤性质和重金属含量的影响 |
| 5.4 .讨论 |
| 5.4.1 土施MnSO_4降低小麦对Cd的吸收和转运 |
| 5.4.2 土施MnSO_4改变小麦的离子组学特征 |
| 5.5 本章结论 |
| 第六章 全文结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（2）土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 土壤重金属铅污染现状 |
| 1.1.1 铅的来源与危害 |
| 1.1.2 农田铅污染现状 |
| 1.2 土壤-作物系统中铅的生物有效性 |
| 1.2.1 铅等重金属生物有效性的表征方法 |
| 1.2.2 影响铅生物有效性的因素 |
| 1.2.3 铅等重金属生物有效性的评估模型 |
| 1.3 含磷材料在铅污染农田土壤修复中的应用 |
| 1.3.1 传统含磷材料修复 |
| 1.3.2 改性含磷材料修复 |
| 1.3.3 含磷材料-生物联合修复 |
| 1.4 解磷微生物在土壤-作物系统中的功能与应用 |
| 1.4.1 土壤解磷微生物分类 |
| 1.4.2 解磷微生物主要解磷机制 |
| 1.4.3 解磷微生物对农田重金属生物有效性的影响 |
| 1.5 立题依据、研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2.不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 盆栽实验设计 |
| 2.2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.3 数据统计 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 全生育期土壤溶液p H变化趋势 |
| 2.3.2 不同类型土壤中铅有效性差异 |
| 2.3.3 水稻各组织对铅吸收累积特性 |
| 2.3.4 水稻铅累积与土壤理化性质相关关系 |
| 2.3.5 不同类型土壤理化性质之间相关关系 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 稻田土壤铅形态转化特征 |
| 2.4.2 影响水稻铅吸收累积的主控因子 |
| 2.5 小结 |
| 3.土壤-水稻系统中铅生物有效性预测模型 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集与处理 |
| 3.2.2 样品测定与分析 |
| 3.2.3 建模与数据统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 基于水稻根部铅富集的回归预测模型 |
| 3.3.2 基于水稻籽粒铅累积的回归预测模型 |
| 3.3.3 基于盆栽和大田样品的模型验证 |
| 3.3.4 稻田土壤铅安全阈值推导 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 影响模型预测效果的因素 |
| 3.4.2 模型推广与适用条件 |
| 3.5 小结 |
| 4.施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土壤培养实验设计 |
| 4.2.2 样品采集与测定 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤p H和Eh变化趋势 |
| 4.3.2 不同类型土壤中各提取态铅含量差异 |
| 4.3.3 土壤液相共存金属离子含量变化规律 |
| 4.3.4 土壤固相颗粒形貌与官能团特征 |
| 4.3.5 土壤胶体中元素分布及铅形态特征 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 施磷对土壤不同提取态铅含量变化的影响 |
| 4.4.2 施磷和淹水-落干对土壤胶体形成的影响 |
| 4.4.3 施磷对土壤胶体络合铅的影响 |
| 4.5 小结 |
| 5.耐铅真菌草酸青霉SL2 对水稻铅累积的调控机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤及菌株 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品采集与分析 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤和水稻基本理化性质变化规律 |
| 5.3.2 不同处理下土壤中各提取态铅含量差异 |
| 5.3.3 不同处理下水稻对铅吸收累积特征 |
| 5.3.4 不同生育期SL2 的土壤解磷效应 |
| 5.3.5 不同处理下根表胶膜形成及铅富集情况 |
| 5.3.6 水稻籽粒铅累积与各项指标间相关关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 SL2 和淹水-落干对稻田土壤铅形态转化的影响 |
| 5.4.2 SL2 降低水稻籽粒铅累积的主要作用途径 |
| 5.5 小结 |
| 6.草酸青霉SL2 对稻田土壤真菌多样性的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试土壤 |
| 6.2.2 测序样品处理 |
| 6.2.3 统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 不同生育期下土壤中真菌物种群落组成差异 |
| 6.3.2 不同处理下土壤中真菌种群相对丰度变化趋势 |
| 6.3.3 环境因子对土壤真菌种群多样性的影响 |
| 6.3.4 不同处理下土壤功能基因丰度及代谢通路变化 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 SL2 施加和淹水-落干对稻田土壤真菌群落结构的影响 |
| 6.4.2 SL2 影响稻田土壤真菌种群丰度的主要作用途径 |
| 6.5 小结 |
| 7.研究结论、创新点及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律 |
| 7.1.2 土壤-水稻系统中铅生物有效性预测模型 |
| 7.1.3 施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制 |
| 7.1.4 解磷微生物草酸青霉SL2 对水稻铅累积的调控机制 |
| 7.1.5 草酸青霉SL2 对稻田土壤真菌多样性的影响 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 攻读博士期间主要成果 |
（3）几种典型土壤中Pb/Cd交互作用对小麦积累转运的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 重金属污染概述 |
| 1.1.1 重金属污染现状 |
| 1.1.2 重金属污染来源 |
| 1.1.3 重金属对植物的危害 |
| 1.2 重金属交互作用研究进展 |
| 1.2.1 重金属交互作用类型 |
| 1.2.2 重金属交互作用机制 |
| 1.3 重金属的有效性及影响因素 |
| 1.3.1 重金属的有效性 |
| 1.3.2 pH |
| 1.3.3 有机质 |
| 1.3.4 土壤组成 |
| 1.3.5 其他因素 |
| 1.3.6 重金属有效性研究方法 |
| 1.4 .植物中重金属的迁移转运 |
| 1.5 研究目的、意义与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试剂与材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 小麦种植管理 |
| 2.4 土壤理化性质 |
| 2.5 小麦生理指标 |
| 2.6 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土壤理化性质 |
| 3.1.1 pH |
| 3.1.2 镉、铅总量 |
| 3.1.3 提取态镉、铅含量 |
| 3.2 不同类型土壤中Pb/Cd交互作用对小麦生长的影响 |
| 3.2.1 株高 |
| 3.2.2 干重 |
| 3.3 不同土壤类型中Pb/Cd交互作用对小麦重金属吸收转运的影响 |
| 3.3.1 铅、镉含量 |
| 3.3.2 富集系数 |
| 3.3.3 转运系数 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同类型土壤中铅/镉交互作用对小麦生长的影响 |
| 4.2 不同类型土壤中铅/镉交互作用对小麦铅、镉吸收转运的影响 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 我国农田土壤PAHs污染现状 |
| 1.2.2 土壤中PAHs的形态和生物有效性 |
| 1.2.3 土壤中PAHs的行为 |
| 1.2.4 影响土壤PAHs降解的因素 |
| 1.2.5 污染区秸秆还田对农产品安全的影响 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 玉米秸秆和根茬还田对污染土壤中PAHs降解的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 仪器试剂 |
| 2.2.3 土培试验 |
| 2.2.4 测定方法 |
| 2.2.5 质量控制 |
| 2.2.6 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 添加玉米秸秆和根茬对 PAHs 污染土壤中二氧化碳排放的影响 |
| 2.3.2 添加玉米秸秆和根茬对PAHs污染土壤可溶性有机碳和微生物量碳的影响 |
| 2.3.3 添加玉米秸秆和根茬对污染土壤PAHs降解的影响 |
| 2.3.4 添加玉米秸秆和根茬对水溶态PAHs的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 秸秆和葡萄糖添加对污染土壤中PAHs降解及生物有效性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 仪器试剂 |
| 3.2.3 土培试验 |
| 3.2.4 试验方法 |
| 3.2.5 质量控制 |
| 3.2.6 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤二氧化碳排放的影响 |
| 3.3.2 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤可溶性有机碳和微生物量碳的影响 |
| 3.3.3 添加秸秆和葡萄糖对污染土壤PAHs降解的影响 |
| 3.3.4 添加秸秆和葡萄糖对污染土壤 PAHs 形态及生物有效性的影响 |
| 3.3.5 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤中细菌群落变化的影响 |
| 3.3.6 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤PAHs-RHDα基因的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 添加玉米秸秆对污染土壤中冬小麦吸收、积累PAHs的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 仪器试剂 |
| 4.2.3 盆栽试验 |
| 4.2.4 试验方法 |
| 4.2.5 质量控制 |
| 4.2.6 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 添加玉米秸秆对污染土壤中冬小麦生长的影响 |
| 4.3.2 添加玉米秸秆对污染土壤中PAHs降解的影响 |
| 4.3.3 添加秸秆对冬小麦PAHs吸收的影响 |
| 4.3.4 小麦各部位PAHs的分布特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 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 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）铁基修复材料的植物效应及其致毒机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 铁基修复材料的概述 |
| 1.1.1 铁基修复材料 |
| 1.1.2 常见铁基修复材料性质 |
| 1.2 铁基修复材料在环境污染修复中的应用 |
| 1.2.1 铁基修复材料在土壤污染修复中的应用 |
| 1.2.2 铁基修复材料在水污染修复中的应用 |
| 1.3 铁基修复材料的致毒机理 |
| 1.3.1 铁离子的释放 |
| 1.3.2 细胞的氧化损伤 |
| 1.3.3 其他机理 |
| 1.4 铁基修复材料的生物效应 |
| 1.4.1 铁基修复材料的植物效应 |
| 1.4.2 铁基修复材料的微生物效应 |
| 1.4.3 铁基修复材料的动物效应 |
| 1.5 影响铁基修复材料生物效应的因素 |
| 1.5.1 材料理化性质的影响 |
| 1.5.2 纳米材料稳定化的影响 |
| 1.5.3 环境的影响 |
| 1.5.4 其他影响因素 |
| 1.6 本课题的研究目的、意义及研究内容 |
| 1.6.1 研究目的、意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 2 铁基修复材料对植物种子萌发的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 测定指标和方法 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 铁基修复材料进入水体后对绿豆种子萌发的影响 |
| 2.3.2 铁基修复材料进入水体后对小麦种子萌芽的影响 |
| 2.3.3 铁基修复材料进入土壤后对种子萌发的影响 |
| 2.3.4 铁基修复材料中铁的释放 |
| 2.4 铁基修复影响种子萌发的因素及作用机理分析 |
| 2.4.1 铁基修复材料影响植物种子萌发的因素 |
| 2.4.2 铁基修复材料影响种子萌发的作用机理 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 铁基修复材料对植物幼苗生长的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 指标测定 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 铁基修复材料对绿豆幼苗生长过程的影响 |
| 3.3.2 铁基修复材料对绿豆幼苗生长的影响 |
| 3.3.3 铁基修复材料对绿豆幼苗叶绿素含量和叶绿素荧光的影响 |
| 3.3.4 铁基修复材料对绿豆幼苗抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3.5 铁基修复材料对绿豆幼苗元素含量的影响 |
| 3.4 铁基修复材料影响植物幼苗生长的因素及作用机理分析 |
| 3.4.1 铁基修复材料对植物幼苗生长的影响因素分析 |
| 3.4.2 铁基修复材料影响植物幼苗生长的作用机理 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 铁基修复材料对土壤微生物的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 试验过程 |
| 4.2.4 指标测定 |
| 4.2.5 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 铁基修复材料对土壤pH的影响 |
| 4.3.2 铁基修复材料对土壤有效态铁的影响 |
| 4.3.3 铁基修复材料对土壤酶的影响 |
| 4.3.4 铁基修复材料对土壤微生物多样性的影响 |
| 4.4 铁基修复材料对土壤微环境的影响及作用机理 |
| 4.4.1 铁基修复材料对土壤pH和DTPA- Fe的影响及作用机理 |
| 4.4.2 铁基修复材料对土壤酶和土壤微生物多样性的影响及作用机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究的创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间参与发表的学术论文目录 |
（6）外源六价铬在土壤中的老化动力学模型及小麦毒性效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 污染概况 |
| 1.1.2 污染来源与分布 |
| 1.1.3 重金属污染的危害 |
| 1.2 环境中的铬污染 |
| 1.2.1 铬的来源与分布 |
| 1.2.2 土壤中铬污染危害 |
| 1.2.3 铬的主要价态及其毒性 |
| 1.3 研究进展 |
| 1.3.1 土壤重金属的老化机理 |
| 1.3.2 土壤重金属的老化模型 |
| 1.3.3 土壤重金属的毒性阈值 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究意义 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验器材 |
| 2.2.3 土壤样品及理化性质 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 污染土壤的制备 |
| 2.3.2 小麦根伸长测试 |
| 2.3.3 检测与分析 |
| 2.4 计算 |
| 2.4.1 富集系数 |
| 2.4.2 毒性阈值 |
| 2.4.3 分配系数 |
| 2.4.4 数据分析 |
| 第3章 土壤铬老化模型的构建 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 三种经典老化模型 |
| 3.2.1 老化趋势 |
| 3.2.2 拟合参数与分析 |
| 3.3 机理反应动力学模型的建立 |
| 3.3.1 铬在土壤中老化机制的划分 |
| 3.3.2 老化动力学模型拟合 |
| 3.4 结论与分析 |
| 第4章 土壤铬的植物有效性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 植物富集 |
| 4.2.1 不同土壤中小麦对铬的富集 |
| 4.2.2 富集系数 |
| 4.2.3 剂量效应曲线 |
| 4.3 有效性与价态分布 |
| 4.3.1 土壤提取态铬与外源铬添加量的关系 |
| 4.3.2 不同形态铬的有效性差异 |
| 4.3.3 土壤铬有效性简单预测模型 |
| 4.3.4 不同污染水平下铬的形态分配 |
| 4.4 结论与分析 |
| 4.4.1 土壤中铬的植物富集能力及毒性效应 |
| 4.4.2 铬有效性预测模型及价态分配 |
| 第5章 土壤铬的有效性预测模型 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 基于土壤理化性质预测毒性阈值 |
| 5.2.1 多种典型土壤的毒性阈值 |
| 5.2.2 预测模型 |
| 5.3 基于老化速率预测毒性阈值 |
| 5.3.1 多种典型土壤的老化反应速率 |
| 5.3.2 预测模型 |
| 5.4 结论与分析 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）Pb/Cd交互作用及其生物有效性对水稻生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 土壤重金属污染概述 |
| 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 土壤重金属污染的特点及危害 |
| 1.2 重金属复合污染研究进展 |
| 1.2.1 重金属复合污染与单一污染的比较 |
| 1.2.2 重金属交互作用及其对植物的影响 |
| 1.2.3 重金属交互作用研究方法 |
| 1.3 Pb、Cd对植物生长发育的影响 |
| 1.3.1 Pb、Cd对植物生理特性的影响 |
| 1.3.2 植物体内Pb、Cd富集转运特性 |
| 1.3.3 Pb/Cd交互对Pb、Cd富集转运的影响 |
| 1.4 研究目的、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 水培实验材料方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 实验过程 |
| 2.1.4 数据分析 |
| 2.2 盆栽实验材料方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.2.3 测定方法 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 Pb/Cd交互作用及其联合毒性 |
| 3.1.1 Pb/Cd交互作用 |
| 3.1.2 Pb/Cd交互作用对联合毒性的影响 |
| 3.2 Pb/Cd交互作用对水稻生理生化特性的影响 |
| 3.2.1 Pb、Cd单一及复合处理下根形态分布 |
| 3.2.2 不同浓度Pb、Cd对株高的影响 |
| 3.2.3 不同浓度Pb、Cd对鲜重的影响 |
| 3.2.4 Pb/Cd交互作用对叶绿素含量的影响 |
| 3.2.5 Pb/Cd交互作用对光合作用的影响 |
| 3.3 Pb/Cd交互作用对水稻中Pb、Cd累积转运的影响 |
| 3.3.1 土壤中Pb、Cd含量 |
| 3.3.2 水稻根茎叶中Pb、Cd含量 |
| 3.3.3 稻穗、稻壳和糙米中Pb、Cd含量 |
| 3.3.4 交互作用下水稻对Pb、Cd的富集 |
| 3.3.5 交互作用下水稻对Pb、Cd的转运 |
| 3.3.6 Pb/Cd交互对水稻中Pb、Cd分配的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 Pb、Cd对水稻生长发育的影响 |
| 4.2 水稻中Pb、Cd的富集转运特性 |
| 4.3 Pb/Cd交互作用及其对Pb、Cd生物有效性的影响 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 本研究的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）秸秆还田对土壤硒生物有效性的影响及作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤中硒的形态及其转化 |
| 1.2.1.1 土壤中硒的价态 |
| 1.2.1.2 土壤中硒的形态 |
| 1.2.2 外源硒在土壤中的形态转化及其对有效性的影响 |
| 1.2.3 土壤理化性质对硒有效性的影响 |
| 1.2.3.1 土壤pH |
| 1.2.3.2 土壤有机质 |
| 1.2.4 秸秆还田对土壤硒有效性的影响 |
| 1.2.4.1 一般秸秆还田对土壤硒有效性的影响 |
| 1.2.4.2 富硒秸秆还田对土壤硒有效性的影响 |
| 1.2.5 土壤中秸秆源DOM与硒的相互作用及机制 |
| 1.2.5.1 秸秆源DOM的物质组成对硒有效性的影响 |
| 1.2.5.2 秸秆源DOM的特性对硒有效性的影响 |
| 1.2.6 土壤DOM的分组及研究方法 |
| 1.3 问题的提出 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.4.1 外源硒在土壤中的老化及其主控因子的研究 |
| 1.4.2 土壤DOM结合态硒的浸提方法的建立 |
| 1.4.3 秸秆源DOM对不同土壤中硒形态的转化的影响及其机制 |
| 1.4.4 秸秆源DOM对硒生物有效性的影响及其机制 |
| 1.4.5 富硒秸秆矿化对土壤硒生物有效性的影响 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 外源硒在土壤中的老化过程及其主控因子 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 老化培养 |
| 2.1.3 土壤硒含量的测定 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.1.4.1 动力学模型 |
| 2.1.4.2 主控因子分析 |
| 2.1.4.3 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 硒酸盐老化过程中的形态变化 |
| 2.2.2 硒酸盐老化过程中有效硒的变化 |
| 2.2.2.1 土壤中有效硒的变化 |
| 2.2.2.2 老化过程的动力学模型拟合 |
| 2.2.3 影响老化过程的主控因子 |
| 2.2.3.1 因子分析 |
| 2.2.3.2 路径分析 |
| 2.2.3.3 主控因子模型 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 硒的老化过程 |
| 2.3.2 影响因素 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 土壤DOM结合态硒的浸提方法的建立 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 仪器和试剂 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 水溶态和交换态浸提剂的选择 |
| 3.1.4 DOM分形试剂用量的确定 |
| 3.1.5 DOM结合态硒浸提方法的建立 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同浸提剂对水溶态和交换态硒的浸提结果 |
| 3.2.2 DOM硒形态分离试剂用量 |
| 3.2.3 DOM结合态硒浸提方法的建立 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 秸秆还田对硒酸盐老化的作用机制及影响因子 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 土壤硒形态分级 |
| 4.1.4 官能团的ATR-FTIR定性分析 |
| 4.1.5 质量控制 |
| 4.1.6 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 水浸提DOM结合态硒的形态和价态随老化的变化 |
| 4.2.2 磷酸盐缓冲溶液浸提DOM结合态硒的形态和价态变化 |
| 4.2.3 老化前后土壤硒形态分布变化 |
| 4.2.4 土壤中不同DOM官能团对Se形态价态转化的作用 |
| 4.2.5 硒酸盐生成的DOM-Se的有效性及主要影响因素 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 硒酸盐生成的DOM结合态硒形态及价态的转化 |
| 4.3.2 秸秆还田对硒酸盐老化的影响机制 |
| 4.3.3 土壤理化性质及秸秆还田的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 秸秆还田对亚硒酸盐老化的作用机制及影响因子 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 土壤硒形态分级 |
| 5.1.4 官能团的ATR-FTIR定性分析 |
| 5.1.5 质量控制 |
| 5.1.6 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤溶液中DOM结合态硒的形态和价态随老化的变化 |
| 5.2.2 土壤颗粒表面DOM结合态硒的形态和价态变化 |
| 5.2.3 土壤中硒形态分布的变化 |
| 5.2.4 DOM官能团对Se形态价态转化的作用 |
| 5.2.5 亚硒酸盐老化过程形成的DOM-Se的有效性及其影响因素 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 秸秆源DOM对亚硒酸盐有效性的影响及作用机制 |
| 5.3.2 秸秆还田对亚硒酸盐与硒酸盐老化影响的差异 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 秸秆还田对硒酸盐生物有效性的影响及作用机制 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 试验材料 |
| 6.1.2 试验设计 |
| 6.1.3 土壤植物总硒 |
| 6.1.4 土壤DOM-Se形态分级 |
| 6.1.5 土壤pH和 EC |
| 6.1.6 土壤DOM的特性分析 |
| 6.1.7 土壤DOM的物质组成分析 |
| 6.1.8 质量控制及数据处理 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 小麦对Se的吸收利用 |
| 6.2.2 土壤DOM-Se的转化及生物有效性 |
| 6.2.3 DOM-Se对土壤硒有效性的影响 |
| 6.2.4 土壤pH和 EC在各生育时期的变化 |
| 6.2.5 DOM量的变化对硒有效性的影响 |
| 6.2.6 DOM的特性变化对硒有效性的影响 |
| 6.2.7 DOM的组成对硒有效性的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 不同秸秆源DOM结合态硒对小麦硒吸收的作用 |
| 6.3.2 秸秆源DOM对不同土壤性质的作用 |
| 6.3.3 秸秆源DOM光谱学特性的变化对硒生物有效性的影响 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 秸秆还田对亚硒酸盐生物有效性的影响及作用机制 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 试验材料 |
| 7.1.2 试验设计 |
| 7.1.3 土壤植物总硒 |
| 7.1.4 土壤DOM-Se形态分级 |
| 7.1.5 土壤DOM的物质组成分析 |
| 7.1.6 土壤ATR-FTIR官能团分析 |
| 7.1.7 质量控制及数据分析 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 秸秆还田对硒生物有效性的影响 |
| 7.2.2 土壤中DOM-Se的变化 |
| 7.2.3 DOM-Se对小麦各部位硒吸收的影响 |
| 7.2.4 DOM的组分变化对硒有效性的影响 |
| 7.2.5 DOM的官能团结合能力对硒有效性的影响(2D-COS) |
| 7.3 讨论 |
| 7.3.1 不同DOM-Se组分对小麦硒吸收的影响 |
| 7.3.2 DOM物质组成对硒生物有效性的影响 |
| 7.3.3 DOM官能团与Se的相互作用机理 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 富硒秸秆的矿化及其生物有效性 |
| 8.1 材料与方法 |
| 8.1.1 试验材料 |
| 8.1.2 试验设计 |
| 8.1.3 硒的测定 |
| 8.1.4 土壤呼吸测定 |
| 8.1.5 质量控制 |
| 8.1.6 数据处理 |
| 8.2 结果与分析 |
| 8.2.1 小白菜体内硒的积累和转运 |
| 8.2.2 各处理土壤硒的形态分布的变化 |
| 8.2.3 施硒处理土壤中有效硒的动力学变化过程 |
| 8.2.4 土壤各形态硒的有效性及相关性 |
| 8.2.5 不同外源硒对土壤微生物活性的影响 |
| 8.3 讨论 |
| 8.3.1 富硒秸秆对小白菜硒吸收的影响 |
| 8.3.2 土壤中硒的有效性及形态转化 |
| 8.4 小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.1.1 影响外源硒在土壤中老化的主控因子 |
| 9.1.2 秸秆还田对外源硒在土壤中老化过程的影响及作用机制 |
| 9.1.3 秸秆还田对外源硒酸盐生物有效性的影响及作用机制 |
| 9.1.4 秸秆还田对外源亚硒酸盐生物有效性的影响及作用机制 |
| 9.1.5 富硒秸秆矿化对土壤硒有效性的影响 |
| 9.2 主要创新点 |
| 9.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）典型土壤有机污染物赋存形态及影响因素（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 土壤有机污染物赋存形态研究进展 |
| 1 土壤有机物污染现状 |
| 2 土壤中有机污染物赋存形态及影响因素 |
| 2.1 土壤中有机污染物赋存形态分类 |
| 2.2 土壤中有机污染物赋存形态分析方法 |
| 2.3 影响土壤中有机污染物赋存形态分布的因素 |
| 3 土壤有机污染物生物有效性及其赋存形态 |
| 3.1 土壤有机污染物生物有效性 |
| 3.2 赋存形态分类与生物有效性 |
| 3.3 土壤有机污染物赋存形态分类的应用 |
| 4 存在的问题 |
| 5 研究目标及思路 |
| 第二章 土壤典型有机污染物赋存形态分类及影响因素 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料与仪器 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 污染物的试存形态分布 |
| 2.2 影响有机污染物赋存形态分布的因素 |
| 3 小结 |
| 第三章 土壤有机污染物生物有效性与赋存形态的关系 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料与仪器 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 生物有效性与赋存形态的关系 |
| 2.2 生物有效性与植物累积 |
| 2.3 生物有效性与被动采样评估 |
| 3 小结 |
| 第四章 基于生物有效态植物吸收累积有机污染物的预测模型 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料与仪器 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 典型土壤中植物累积有机污染物含量 |
| 2.2 限制分配模型预测植物吸收累积有机污染物含量 |
| 2.3 基于生物有效态改进限制分配模型 |
| 3 小结 |
| 第五章 结果、创新点及展望 |
| 1 研究结果 |
| 1.1 土壤典型有机污染物赋存形态分类及影响因素 |
| 1.2 土壤中有机污染物生物有效性与赋存形态的关系 |
| 1.3 基于生物有效态植物吸收累积有机污染物的预测模型 |
| 2 创新点 |
| 3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间完成的论文 |
（10）菹草对沉积物多环芳烃的修复作用及机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 PAHs概述 |
| 1.2 PAHs污染沉积物的修复方法 |
| 1.2.1 微生物降解PAHs机理 |
| 1.2.2 微生物修复技术 |
| 1.3 水生植物对沉积物中PAHs的耐受性 |
| 1.4 水生植物对沉积物中PAHs的去除效果及修复机理 |
| 1.4.1 对新鲜染毒沉积物中PAHs的去除效果 |
| 1.4.2 对老化沉积物中PAHs的去除效果 |
| 1.4.3 修复机理 |
| 1.5 本课题的立题依据、研究内容、意义和技术路线 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容和意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 菹草对沉积物中PAHs的耐受性 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 实验设计 |
| 2.1.5 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 菹草的叶绿素含量 |
| 2.2.2 菹草的长度和重量 |
| 2.2.3 菹草根的形态 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 菹草对沉积物中不同浓度PAHs的去除作用 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验药品 |
| 3.1.3 实验仪器 |
| 3.1.4 实验设计 |
| 3.1.5 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 菹草生长状况 |
| 3.2.2 沉积物中PAHs的去除 |
| 3.2.3 菹草中PAHs的含量 |
| 3.2.4 沉积物中微生物的群落结构 |
| 3.2.5 沉积物中多酚氧化酶含量 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 菹草种植密度对沉积物中PAHs去除作用的影响 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验设计 |
| 4.1.2 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 菹草生长状况 |
| 4.2.2 沉积物中PAHs的去除 |
| 4.2.3 沉积物中的氧化还原电位 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 毫米级根际微域中PAHs的消减机制 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料与药品 |
| 5.1.2 根箱设计 |
| 5.1.3 实验设计 |
| 5.1.4 分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 根际微域芘的消减 |
| 5.2.2 根际微域 1-羟基芘的浓度 |
| 5.2.3 根际微域降解菌数量 |
| 5.2.4 根际微域微生物的群落结构 |
| 5.2.5 根际微域氧化还原电位 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 菹草对老化沉积物中PAHs去除作用的影响 |
| 6.1 实验材料与方法 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 实验设计 |
| 6.1.3 分析方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 植物生长状况 |
| 6.2.2 沉积物中芘的去除 |
| 6.2.3 孔隙水中芘的浓度 |
| 6.2.4 菹草体内芘的浓度 |
| 6.2.5 沉积物中芘降解菌的数量 |
| 6.2.6 沉积物中的氧化还原电位 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 解吸和降解耦合模型对修复机理的定量分析 |
| 7.1 分析方法 |
| 7.1.1 两相解吸动力学模型 |
| 7.1.2 微生物降解动力学模型 |
| 7.1.3 统计分析 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 解吸动力学模型 |
| 7.2.2 微生物降解动力学模型 |
| 7.3 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 实验照片 |
| 附录B 沉积物中PLFA浓度 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
四、土壤中不同老化时间的DDT对小麦根系的生物有效性（论文参考文献）
- [1]钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究[D]. 王雅乐. 中国农业科学院, 2021
- [2]土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制[D]. 徐俏. 浙江大学, 2021
- [3]几种典型土壤中Pb/Cd交互作用对小麦积累转运的影响[D]. 樊宇. 华中农业大学, 2021(02)
- [4]秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响[D]. 张贺. 西北农林科技大学, 2021
- [5]铁基修复材料的植物效应及其致毒机理研究[D]. 王文洁. 青岛科技大学, 2021(01)
- [6]外源六价铬在土壤中的老化动力学模型及小麦毒性效应[D]. 彭叶棉. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2020(07)
- [7]Pb/Cd交互作用及其生物有效性对水稻生长的影响[D]. 禚赛. 华中农业大学, 2020(02)
- [8]秸秆还田对土壤硒生物有效性的影响及作用机制[D]. 王丹. 西北农林科技大学, 2019(08)
- [9]典型土壤有机污染物赋存形态及影响因素[D]. 吴翔. 浙江大学, 2018(01)
- [10]菹草对沉积物多环芳烃的修复作用及机理[D]. 孟凡波. 天津大学, 2017(01)