一、天津市农田土壤污染现状与防治对策（论文文献综述）
刘欣[1]（2021）在《复合钝化剂对塿土和红壤Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的钝化效应》文中研究说明土壤重金属污染日益严重,且常常是多种金属共存而形成的复合污染,对于多金属复合污染尤其是阴阳离子型重金属共存的污染土壤的修复是当前亟需解决的问题。单一类型钝化剂很难实现多种金属的同时钝化,需要将不同类型的钝化剂组合施用,而材料之间的配比对钝化效果的影响较大,因此,研究复合钝化剂对于不同类型重金属复合污染土壤的钝化修复具有重要的现实意义。本文以塿土和红壤为供试土壤,以硅酸盐、磷酸盐、还原材料、黏土矿物、生物炭、石灰为修复材料,以人工制备单一Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）和复合Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）污染土壤为修复对象,通过D-最优混料设计法研究了针对两种不同类型Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）复合污染土壤体系中对三种重金属同时钝化的最佳配比复合钝化剂,确定了复合钝化剂的最佳用量和时效性。选取最佳添加量进行复合钝化剂钝化效应的研究,评价复合钝化剂的钝化效果及其对土壤理化性质的影响,采用BCR形态分析法结合XRD技术探究了复合钝化剂施入前后Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的形态转化,目的在于为复合钝化剂修复多金属污染土壤提供理论和应用依据。论文取得的主要研究结论如下:（1）Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）单一污染体系下,经Ca Cl2提取和DTPA评价法,针对单一Cd、Pb、Cr污染塿土,所选材料为石灰（LM）、硅酸钾（PS）、膨润土（BT）、黄麻生物炭（BC）,LM、磷酸钾（PP）、PS、BC,LM、硫酸亚铁铵（FA）。针对单一Cd、Pb、Cr污染红壤的处理所选材料为LM、PS、BT、BC,LM、PS、PP、BT、BC,FA。（2）Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）复合污染体系中,加入硫化钾（PK）进行优化。结果表明,添加PK组Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）钝化率均明显优于无PK,而且PK对Cd和Cr的钝化率提升更显着。针对Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的同时钝化,所选复合钝化剂的成分为LM、PS、PP、FA、BT、BC、PK。（3）Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）复合污染体系中,材料配比对Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的钝化率有较大影响,通过D-最优混料设计法对配比进行优化。针对塿土Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的同时钝化,材料最佳配比为PS 6.0%,LM 1.0%,PP 1.008%,BT 0.992%,PK 1.0%。针对红壤Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的同时钝化,材料最佳配比为LM 1.879%,PP 1.080%,PS 3%,FA 1.319%,BT 0.903%,BC 1%,PK 0.820%。（4）对于塿土和红壤,Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）钝化率均随添加量的增加呈现逐渐增大的趋势,Cr（Ⅵ）钝化率随添加量的增加先增大后稳定,考虑Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的同时钝化,最佳添加量均为10%。Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）钝化率随钝化时间的增加呈现上下波动的趋势,Cr（Ⅵ）钝化率随着钝化时间的增加均保持在90%以上,培养结束（172天）时,塿土Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）钝化率为53.01%和48.11%,红壤Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）钝化率为28.33%和53.55%,说明两种复合钝化剂对三种金属均具有优异的钝化效果且具有长效性。（5）复合钝化剂的施入均使塿土和红壤的p H和EC增加。随着钝化修复时间的增加,塿土复合钝化剂促进土壤CEC的增加,表明对金属离子的吸附、置换能力增强。而红壤复合钝化剂的施入使红壤CEC提升不显着,表明其对重金属的吸附固持作用较弱。两种复合钝化剂使土壤脲酶和磷酸酶的活性呈现先降低后升高的趋势,表明两种复合钝化剂均可以减轻重金属对土壤酶活性的抑制作用。（6）BCR形态分析表明,塿土中Cd主要转化为可氧化态和残渣态,Pb主要转化为残渣态,Cr主要转化为可氧化态和残渣态;红壤中的Cd（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）主要转化为残渣态,Cr（Ⅵ）主要转化为可氧化态和残渣态;随着钝化修复时间的增加,两种复合钝化剂均使Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）由不稳定形态向稳定形态转化,表明复合钝化剂能够达到同时钝化Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的目的。（8）XRD分析表明,塿土中Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）可能主要以Cd S,Pb CO3、Pb Si O3,Cr O2、Cr2O3的形式存在。红壤中Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）可能主要以Cd S,Pb S、Pb3（PO4）2,Cr2S3、Cr PO4的形式存在,证实Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）分别以不同的矿物相被固定在土壤中。综上所述,经研究得到的针对塿土和红壤的两种复合钝化剂均能够实现Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的同时钝化且具有长效性,钝化剂施入不会给土壤环境带来过大的扰动,能够缓解重金属对土壤酶活性的抑制作用,并且在一定程度上能够提升土壤质量,因此,可将这两种复合钝化剂应用于实际土壤的修复,更深入地探究其钝化效应。
刘斌[2]（2021）在《磷酸三（2-氯丙基）酯和镉复合作用对蚯蚓的毒性研究》文中认为磷酸三（2-氯丙基）酯（Tris（2-chloroisopropyl）phosphate,TCPP）是一种有机磷酯类阻燃剂（Organophosphorus Flame Retardants,OPFRs）,具有价格低、阻燃效果好等优点。作为一种新兴阻燃剂,其市场潜力巨大,生产和消耗量逐年上升,但其在环境中难以降解,目前在各种环境介质中均被检出,且在生物体内包括人体内也被检出,说明其可以通过食物链进行富集,危害人的生命健康。镉（Cadmium,Cd）是目前超标率最高的重金属,具有毒性大、移动性强等特点。Cd作为污染最为严重的一种重金属,TCPP作为检出率最高的有机磷系阻燃剂之一,两者在环境中都大量存在,因此,TCPP和Cd为具有代表性的污染物,研究两者的复合作用具有重要意义。本文以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）为受试生物,试验在人工土壤中进行,TCPP单一试验设定浓度为0、5、10、20、40 mg/kg,选用5 mg/kg Cd分别与上述浓度TCPP进行复合试验,染毒之后分别在第7、14、21、28天时取样测定相关指标,测定指标包括:活性氧（ROS）含量、超氧化物歧化酶（SOD）活性、过氧化物酶（POD）活性、过氧化氢酶（CAT）活性、谷胱甘肽硫转移酶（GST）活性、丙二醛（MDA）含量和蚯蚓体腔细胞DNA的损伤,对TCPP单一和TCPP与Cd复合污染的毒性进行评估,为TCPP单一和土壤中重金属-有机复合污染的生态风险评价提供理论依据。主要试验结果如下:（1）TCPP单一染毒时对蚯蚓体内酶活性的影响:抗氧化酶系（SOD、CAT、POD）和GST活性均呈现先升高后降低的趋势,ROS含量从第二周之后高于空白对照组,MDA含量第三周之后增加,说明在TCPP胁迫下,ROS含量升高,抗氧化酶系和GST受到刺激并激活开始清除过量的ROS,但长时间的暴露,使抗氧化酶系和GST生产系统受损,活性降低,蚯蚓体内发生了脂质过氧化作用。（2）TCPP单一染毒时蚯蚓体腔细胞DNA的损伤:所有浓度系列的TCPP处理组都可对蚯蚓细胞DNA造成不同程度的损伤,且DNA损伤程度随染毒浓度和时间的增加而增加。（3）TCPP与Cd复合染毒时对蚯蚓体内酶活性的影响:抗氧化酶系（SOD、CAT、POD）活性变化趋势与单一染毒时相似,GST活性从第二周开始被抑制,染毒后期,ROS、MDA两者相较于空白对照组的增加量均高于单一处理组增加量之和,整体来看,两者复合表现出一定程度的协同作用。（4）TCPP与Cd复合染毒时蚯蚓体腔细胞DNA的损伤:蚯蚓体内DNA损伤程度的变化趋势与单一染毒时类似,且损伤程度始终显着高于单一处理组,TCPP和Cd表现出一定程度的协同作用。
闫晓彤[3]（2021）在《高效氯氟氰菊酯和镉复合作用对蚯蚓的毒性研究》文中提出高效氯氟氰菊酯（Lambda-Cyhalothrin,LCT）又称λ-三氟氯氰菊酯,以触杀和胃毒作用为主,能够通过抑制昆虫神经传导到达防治害虫的效果,主要防治棉花、十字花科蔬菜、果树及茶树等作物上的蚜虫等多种害虫。LCT在国内外使用广泛,然而过量频繁地使用LCT会增加非靶标生物的环境风险。镉（Cadmium,Cd）是一种难降解且毒性极高的重金属,可在生物体中累积,对农业安全和人体健康造成严重损害。目前对LCT的研究主要集中在对蜜蜂等昆虫的行为影响、在土壤、植物中的残留分析以及对生物的急性毒性上,为了评价LCT单一及其与Cd复合污染的生态毒性效应,本文采用人工土壤法对赤子爱胜蚓（Eisenia foetida）进行28 d暴露染毒,并在7、14、21、28 d时取样测定。设置LCT浓度系列为0、5、10、20、40 mg·kg-1,Cd的浓度为5 mg·kg-1,进行单一及复合实验。对蚯蚓体内抗氧化酶系（超氧化物歧化酶SOD、过氧化物酶POD、过氧化氢酶CAT）活性、解毒酶GST活性、脂质过氧化产物MDA含量、活性氧ROS含量和蚯蚓体腔细胞内DNA损伤程度等指标进行测定,试验得到的主要结果如下:（1）LCT单一染毒时,蚯蚓体内SOD和POD活性在整个染毒周期内呈先激活后抑制的趋势;染毒初期蚯蚓体内CAT活性始终被激活,染毒后期高浓度处理组CAT活性开始被抑制;GST活性则始终表现为激活状态;在整个染毒周期内,蚯蚓体内MDA、ROS含量均高于空白组,说明LCT单一染毒能够对蚯蚓造成氧化胁迫。（2）LCT单一染毒时,LCT各浓度处理组中蚯蚓体腔细胞DNA均受到不同程度的损伤,LCT浓度与OTM值和DNA损伤程度存在剂量-效应关系,且蚯蚓DNA损伤程度与染毒时间也有关。（3）LCT-Cd复合染毒时,蚯蚓体内SOD、POD活性在整个染毒周期内呈先激活后抑制的趋势,染毒后期LCT与Cd复合呈协同作用;蚯蚓体内CAT活性始终呈激活状态;低浓度复合组GST活性始终被激活,高浓度复合组染毒后期GST活性开始下降;蚯蚓体内MDA和ROS含量均显着上升。（4）LCT-Cd复合染毒时,复合组OTM值始终高于LCT单一组,蚯蚓细胞的OTM值与LCT浓度存在剂量-效应关系,且与染毒时间也存在相关性,说明LCT-Cd复合会对蚯蚓DNA造成损伤,表现为一定的协同作用。
周斌[4]（2020）在《黄淮海地区农田土壤邻苯二甲酸酯污染特征与成因研究》文中进行了进一步梳理邻苯二甲酸酯（Phthalate acid esters,PAEs）,又名酞酸酯,是一类邻苯二甲酸与醇形成的酯的统称。其作为塑化剂和各种添加剂被广泛使用。近年来随着塑料制品的大量使用,邻苯二甲酸酯已经成为我国农田中普遍存在的污染物,从而备受国内外的关注。现有研究主要针对邻苯二甲酸酯在设施菜地中的污染分布与健康风险评估。一些小区实验发现轮作大田中邻苯二甲酸酯污染情况及其潜在风险与设施菜地相当甚至超过设施菜地,而现有研究对实际大田中的污染情况关注较少。对于土壤酶活性、土壤微生物群落与邻苯二甲酸酯残留关系的研究主要为室内添加实验,且添加的邻苯二甲酸酯浓度较高、种类单一,无法反应在复杂的实际农田系统中多种相对浓度较低的邻苯二甲酸酯复合污染带来的影响。本文以我国黄淮海地区的实际农田为研究对象,对黄淮海地区设施菜地土壤和大田土壤中16种邻苯二甲酸酯的污染情况及农业投入品进行调查,采用人体风险评估模型,就农田土壤中邻苯二甲酸酯可能产生的人体健康风险进行估算;通过对土壤理化性质、土壤酶的测定,就邻苯二甲酸酯污染相关的生物和非生物因素进行了探讨;基于高通量测序及相关的统计学分析,对邻苯二甲酸酯对典型设施菜地的微生物群落影响以及不同种植模式的土壤微生物群落对邻苯二甲酸酯污染浓度的响应进行了深入研究。本研究得出了以下结论:1、黄淮海地区农田土壤（设施菜地和大田）中邻苯二甲酸酯总浓度范围在66.7-3646.5μg kg-1之间,平均值为912μg kg-1,检出率为100%。设施菜地土壤中的邻苯二甲酸酯总浓度的平均值高于大田土壤,因此设施菜地是邻苯二甲酸酯污染的重点区域。然而值得注意的是,作为主要污染物的邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯[Bis（2-ethylhexyl）phthalate,DEHP]在设施菜地和大田的的浓度水平相近。因此,仅考虑总浓度并不能反映实际污染情况,需要对邻苯二甲酸酯的个体种类进行研究。在污染来源解析方面,对农业投入品的研究表明农膜是黄淮海地区农田土壤中部分邻苯二甲酸酯的主要污染来源,而污染浓度的统计学分析表明受污染的设施菜地土壤也会成为潜在的污染源。黄淮海地区农田土壤中邻苯二甲酸酯的分布及规律呈现明显的地域性,这与农业投入品和种植方式有关。2、通过美国环保署推荐的人体健康风险评估模型,对农田土壤邻苯二甲酸酯污染可能导致的致癌和非致癌风险进行了评估,发现非致癌风险主要是通过饮食途径引起的。对主要污染物邻苯二甲酸二正丁酯（Dibuthyl phthalate,DBP）和DEHP的计算可以代表邻苯二甲酸酯的总体非致癌风险。对于饮食途径的非致癌风险来说,DEHP对蔬菜土壤中PAEs风险指数的贡献率范围在61.4%-81.3%,以河北省最高;DEHP对大田土壤中PAEs风险指数的贡献率超过了96.8%,其中天津市最高,达到98.2%。因此,土壤中PAEs的主要风险来自DEHP。饮食途径的非致癌风险受到人口饮食结构和农田土壤污染水平的综合影响,设施菜地中DBP通过饮食途径产生的非致癌风险高于大田,而DEHP则相反（天津市儿童除外）,儿童与成人相比风险更高。对于DEHP引起的致癌风险来说,无论是饮食途径还是非饮食途径,99%以上的样本致癌风险均低于10-6,处于非常低的水平。作为我国农业主产区的黄淮海地区的农产品因邻苯二甲酸酯产生的人体健康风险是有限的。3、以山东寿光市的典型设施菜地为研究对象,基于邻苯二甲酸酯的污染程度不同进行分区研究,发现不同区域的邻苯二甲酸酯污染情况与土壤微生物的组成和土壤酶活性有关:设施菜地土壤中邻苯二甲酸酯浓度与过氧化氢酶、蔗糖酶活性呈正相关,与脱氢酶、脲酶活性呈负相关。邻苯二甲酸二甲酯（Dimethyl phthalate,DMP）和DBP对土壤微生物群落的影响大于其他种类邻苯二甲酸酯。土壤微生物丰富度和多样性随着邻苯二甲酸酯浓度的增加而下降。通过Metastat分析筛选出一些邻苯二甲酸酯的耐受菌和敏感菌,如Rhodanobacter和Dokdonella,可作为土壤中邻苯二甲酸酯污染的潜在生物指示物。4、以河北省的设施菜地和大田土壤为研究对象,高通量测序的结果表明相较于地理位置,河北省的农田土壤的种植模式对微生物群落的影响更大,而作为显着影响因素的邻苯二甲酸酯对设施菜地土壤中的微生物群落影响比大田土壤更大。大田土壤中的微生物群落主要是受到高正辛醇-水分配系数(Octanol-Water Partition Coefficient,KOW)的邻苯二甲酸酯的影响,而设施菜地土壤中的微生物群落对被检出的邻苯二甲酸酯均有较大的响应。邻苯二甲酸酯可以通过影响微生物的丰度来参与土壤中大量元素的循环过程,如在设施菜地中对参与氮代谢的Nitrospira抑制作用。
任宏飞[5]（2020）在《不同施肥模式对设施菜田土壤线虫群落结构的影响》文中进行了进一步梳理设施蔬菜作为一种高投入、高产出、高度集约的栽培方式,在种植过程中普遍存在化肥投入过量、养分比例失调等现象,导致土壤养分过度积累、生物多样性下降等问题,严重制约着我国设施蔬菜产业的发展。线虫作为土壤生态系统中最丰富的后生动物,参与土壤的物质循环与能量流动,在指示土壤健康状况、维持农业生态系统稳定等方面发挥着重要作用。健康土壤是设施蔬菜生产的重要保障,土壤消毒是解决连作障碍的有效手段,农民习惯是每隔1年或2年对设施菜田进行一次土壤消毒。本研究基于天津市西青区基地已开展9年的设施蔬菜不同施肥模式定位试验,研究土壤消毒后有机肥/秸秆替代化肥模式下设施菜田土壤线虫数量、群落结构和生态指数的变化,从而初步探明设施菜田土壤线虫群落和生态功能对有机肥/秸秆输入的响应。本研究取得的主要结果如下:1.有机肥/秸秆替代化肥模式,尤其是中量、高量有机替代模式,可促进土壤有益线虫的生长,而对植食性线虫生长有一定抑制作用。与单施化肥模式（4/4CN）相比,以配施高量有机肥模式和配施秸秆模式土壤有益线虫数量和相对丰度的增幅较大,土壤消毒后（1年后、2年后）0-5 cm土层有益线虫数量和相对丰度平均分别增加12.8%和2.7%,5-10 cm土层平均分别增加30.3%和13.5%,而0-5和5-10 cm土层植食性线虫相对丰度平均分别降低11.2%和25.0%。2.有机肥/秸秆替代化肥模式可增加土壤线虫物种多样性,增强食细菌和食真菌线虫矿化途径的优势,促进土壤线虫群落结构优化;但随着消毒后年限的增加,土壤植食性线虫繁殖加快,线虫物种多样性降低,土壤质量变差。与单施化肥模式相比,有机肥/秸秆替代化肥模式可提高香农多样性指数、瓦斯乐斯卡指数和结构指数,土壤消毒后（1年后、2年后）0-5 cm土层上述指标平均分别增加6.8%、13.2%和111.7%,5-10 cm土层平均分别增加10.9%、39.9%和105.8%;土壤消毒2年后植食性线虫相对丰度和植食性线虫成熟度指数均高于消毒1年后（平均分别增加61.2%和21.4%）,而香农多样性多样性指数、瓦斯乐斯卡指数和富集指数均低于消毒1年后（平均分别降低7.7%、47.0%和12.3%）。3.有机肥/秸秆替代化肥模式可明显改变设施菜田土壤线虫群落结构,土壤理化性质对土壤线虫群落结构有显着影响,其中土壤pH、速效磷含量和土壤含水量对土壤线虫群落的影响较大。土壤消毒1年及2年后影响土壤线虫群落结构的调控因子有所不同,土壤消毒1年后0-5 cm土层主要受土壤速效磷含量与pH值调控,而5-10 cm土层主要受土壤pH值调控;土壤消毒2年后0-5 cm土层主要受土壤含水量调控,而5-10 cm土层主要受土壤含水量以及EC调控。4.线虫作为土壤生态系统的指示生物,其各营养类群与产量之间有密切联系,有益线虫的增加有利于设施蔬菜产量提高,而植食性线虫作为有害线虫,相对丰度增加会降低设施蔬菜产量。综合考虑蔬菜产量、土壤线虫群落相关指标、土壤理化指标以及实际可操作性,化肥、有机肥、秸秆三者组合施用模式（2/4化肥氮+1/4有机肥氮+1/4秸秆氮）是设施蔬菜持续高产施肥模式。
赵玉萍[6]（2020）在《京津冀农村生态环境治理效率提升的策略研究》文中研究指明当前,农村环境承载力难以支撑经济的快速发展导致农村点源、面源污染现象频发,生态环境遭到严重破坏。京津冀地区隶属京畿重地,地理位置显着,该区域农村生态环境持续恶化,农村生活垃圾、污水等问题显着,环境治理效率亟待提高。本文分析了京津冀地区农村生态环境污染治理现状,选用超效率SBM、Malquist指数模型对京津冀地区农村生态环境治理效率进行客观而准确的评价,同时找出影响该区域生态环境治理效率的主要因素并进行深入分析,从而为提高环境治理效率,改善农村生态环境以及确保政府科学决策等提供有力依据,对乡村振兴战略有效实施和社会主义新农村建设提供决策参考和指导。首先,本文以公共物品理论、可持续发展理论和政府职能理论为基础分析京津冀农村生态环境治理效率问题,对农村生态环境治理与治理效率等概念做出明确界定。随后,通过梳理和总结现有相关研究文献基础上,构建京津冀农村生态环境治理的投入产出指标体系以评价该区域农村环境治理效率,选择DEA评价方法中超效率SBM模型、Malquist指数模型,分别对京津冀三地2008-2017年十年间的农村生态环境的静态与动态治理效率进行测算分析。实证研究结果发现:京津冀农村生态环境治理效率在2008-2017年间总体比较一般,其中北京和河北省治理效率DEA有效的年份较多,天津DEA有效的年份与之相比较少。以此为依据,本文采取Tobit模型,从产业结构、农村经济、人口规模和生态建设投资几方面深入分析影响京津冀农村生态环境治理的主要因素,最后根据上述计算结果从调整升级产业结构、发展环保产业,创新环境治理技术、发展生态农业,增大环保社会资本、引入环境治理第三方模式,发挥农村基层环保力量几个方面提出有效对策建议,以期完善京津冀农村生态环境治理效率评价相关的内容,促进京津冀区域农村生态环境质量的改善,为美丽乡村建设举措提供积极的借鉴。
王筱涵[7]（2020）在《不同钝化剂对吉林省农田土壤汞活性的影响及机理》文中提出由于工业活动的日益频繁、农药及化肥的滥用、矿山的开采和冶炼、垃圾的随意堆放处理等诸多因素,使农田土壤金属污染呈现日益严重的趋势。重金属汞具有很高的潜在毒性,易通过食物链富集,进而威胁生态环境与人体健康。吉林省镍矿区农田土壤存在重金属汞污染的潜在风险,探究吉林省农田土壤重金属汞污染的修复方法,旨在防控吉林省农田土壤重金属污染,以确保吉林省农田土壤生态安全。常用的土壤重金属污染修复方法有物理修复方法、生物修复方法、化学修复方法等,其中重金属原位钝化修复是一种通过外源添加适量的钝化剂,使农田土壤中重金属的生物可利用性降低,由活性态向稳定化的形态转化,从而修复土壤重金属污染的方法。本文通过吉林省镍矿区农田土壤采样和实验室模拟,研究了膨润土、磷矿粉、原状坡缕石、改性坡缕石、海泡石、火山渣、脱硫石膏和有机肥等八种钝化剂对土壤外源汞的钝化作用;并研究了对土壤外源汞钝化作用显着的火山渣、有机肥、改性坡缕石、海泡石和脱硫石膏等五种钝化剂对汞的吸附特征,探讨了钝化剂的不同添加量对土壤汞形态分布的影响;根据不同钝化剂的表面形貌和官能团特征,探讨了钝化剂对土壤汞的钝化作用机理。本论文研究结果将会为吉林省农田土壤重金属污染治理提供科学依据和技术支持。不同钝化剂对土壤汞的活性影响实验结果表明,不同钝化剂对吉林省农田土壤活性汞钝化作用大小顺序为改性坡缕石>火山渣>有机肥>脱硫石膏>海泡石>磷矿粉>膨润土>原状坡缕石,根据不同钝化剂对土壤活性态汞（水溶态汞和可交换态汞含量）的影响程度,优选五种对吉林省镍矿区农田土壤汞钝化作用显着的钝化剂,即有机肥、火山渣、海泡石、脱硫石膏和改性坡缕石。不同钝化剂对汞的吸附实验结果表明,可以用双常数速率方程和Elovich方程拟合五种钝化剂对汞的吸附动力学特征,吸附热力学特征可以Freundlich方程描述,对汞的吸附速度大小顺序:改性坡缕石>脱硫石膏>海泡石>火山渣>有机肥;对汞的吸附能力大小顺序是改性坡缕石>海泡石>脱硫石膏>有机肥>火山渣。钝化剂不同添加量对土壤汞的形态分布影响实验结果表明,吉林省镍矿区农田土壤非活性态汞在土壤汞总量中所占质量分数均随钝化剂添加量的增加呈增加趋势,而活性态汞的质量分数基本随钝化剂添加量的增加而下降。扫描电镜和红外光谱表征结果表明,不同钝化剂表面一般为多孔、表面粗糙、具有较大的比表面积,可能存在Si-O-Al键,Si-O键、P-O键或C-O键以及羟基、氨基、羧基等活性基团,由此,可推测吉林省镍矿区农田土壤汞的钝化作用机理为:不同钝化剂含有可与汞产生配合或螯合作用的官能团,钝化剂添加土壤后对汞的配合或螯合作用增强,从而影响土壤汞的形态分布,降低土壤汞的活性;钝化剂属多孔结构,表面粗糙,具有不同的比表面积,不同钝化剂增强了土壤对重金属汞的吸附作用;此外,不同钝化剂的偏碱性也有利于土壤水溶性汞水解产生氧化汞或氢氧化汞沉淀从而影响土壤汞的形态分布,降低土壤汞的活性。
何丽质[8]（2020）在《酸性镉污染土壤钝化修复对叶菜累积镉特征影响研究》文中认为我国超过16.7%的耕地土壤受到重金属污染,其中镉是污染范围最大的重金属,直接对农产品质量安全构成威胁。在农田土壤重金属污染修复方法中,原位钝化修复因具有成本低廉、效果显着等特点,被广泛应用。其中钝化修复剂多以石灰类、磷酸盐类、黏土矿物等为主,主要用于以水稻为模式作物的南方酸性稻田镉污染的治理。但南方地区也是蔬菜的重要产地,以蔬菜为模式作物的修复研究相对较少。蔬菜栽培模式区别于水稻淹水-晒田等干湿交替模式,同时由于其生长期较短,需要钝化材料在短期之内快速发挥作用,对钝化修复的要求也相应较高。因此,本研究选用常见的5种叶菜（油菜、小白菜、油麦菜、生菜与菠菜）开展盆栽试验,以叶菜可食部镉与土壤有效态镉为核心指标,研究含钙、含磷与黏土矿物（包括改性材料）的钝化修复效果,为蔬菜的安全生产和受污染耕地安全利用及修复治理提供科学依据。本研究主要结果如下:钝化剂钝化修复效果试验表明:CaO、Ca（OH）2、CaCO3、钙镁磷肥、羟基磷灰石、过磷酸钙、海泡石、坡缕石和巯基改性坡缕石九种钝化剂均可降低油菜、小白菜与油麦菜中镉含量,达到食品安全国家标准。其中尤以巯基改性坡缕石钝化效果最为显着,与对照比,油菜地上镉含量减少68.37%-72.49%,小白菜地上镉含量在0.2%与0.3%剂量下分别降低50.86%与48.63%,油麦菜地上镉含量降低58.82%-67.64%。巯基改性坡缕石对土壤有效态镉也表现出显着的钝化效果,与对照相比,降低34.93%-46.07%,其它钝化剂的修复效果均小于巯基改性坡缕石。九种钝化材料均一定程度升高了土壤pH。油菜与油麦菜的富集系数在施加钝化剂后明显下降,叶菜对镉吸收量降低,小白菜为低累积品种对土壤镉的吸收累积量较小。钝化剂钝化修复稳定性试验表明:CaO,Ca（OH）2,CaCO3、钙镁磷肥,羟基磷灰石,过磷酸钙、海泡石,坡缕石,巯基改性坡缕石,九种钝化剂钝化修复稳定性存在差异。生菜可食部镉含量除巯基改性坡缕石处理组外均高于对照组。菠菜各处理可食部镉含量也仅巯基改性坡缕石处理组达到食品安全国家标准。土壤有效态镉在巯基改性坡缕石处理下显着降低,其它处理虽呈下降趋势但效果不显着,整体表现为巯基改性坡缕石比其他钝化剂的修复稳定性更优。钝化剂修复效应动态变化试验表明:在油菜与生菜不同生长时期,坡缕石与巯基改性坡缕石均可降低可食部镉含量,并随叶菜生长镉含量呈先降低后升高再逐渐平稳的趋势。钝化剂中巯基改性坡缕石钝化效果优于0.5%坡缕石,0.5%坡缕石钝化效果优于0.2%坡缕石。同时,巯基改性坡缕石处理显着降低叶菜茎叶中镉含量,与对照相比,油菜茎与叶镉含量分别降低75.6%与78.9%,生菜茎与叶镉含量分别降低49.5%与54.7%。叶菜不同叶片镉含量在钝化剂作用下均下降,巯基改性坡缕石处理下叶片镉含量达到最低值,而坡缕石处理组的叶片由外向内镉含量逐渐降低。在叶菜生长期间,土壤有效态镉呈先下降后上升趋势,其中巯基改性坡缕石处理土壤有效态镉含量最低。添加钝化剂使土壤pH在叶菜生长时期虽逐渐升高但整体增幅较小。整个研究结果表明,巯基改性坡缕石对污染土壤钝化修复效果最优,且稳定性最好,在低剂量下可使5种叶菜在任何生长阶段均达到食品安全国家标准,并且在不影响土壤酸碱度的前提下,对土壤有效态镉也表现出最优的钝化效果。
陈洁[9]（2020）在《生物炭固化剂修复农田土壤铅、镉污染的研究》文中提出近几年,由于土壤污染导致的环境问题时有发生,导致土壤的重金属污染问题已经成为急需解决的环境污染问题之一。在众多修复土壤污染的技术中,固化/稳定化修复技术由于其成本低廉,效果显着,被公认为是一种高效经济的修复土壤重金属污染的办法。生物炭因其具有比表面积大、孔隙度大等优点,被认为是具有良好环境效益的固化材料。本研究针对土壤中镉、铅的修复治理,制备了多种生物炭,并通过水溶液中的吸附实验,筛选出改性烟草秸秆生物炭作为固化重金属铅、镉实验的材料。首先在水溶液中进行了改性烟草秸秆生物炭对镉、铅的吸附动力学实验研究,探讨了其反应的限速因素。然后将改性烟草秸秆生物炭、腐殖酸、过磷酸钙以每100g土壤中各占5%、3%、2%的比例复配以后施加到土壤中,探究其对污染土壤中铅、镉的固化效果,以及对土壤理化性质的影响。得到以下结论:（1）本论文中,选取玉米秸秆、玉米芯、花生壳、烟草秸秆、工业废料为原材料,分别在300℃、400℃、500℃、600℃裂解温度下裂解并用氢氧化钠改性后,一共制备了20种生物炭。通过产率计算,所有生物炭的产率在27.13%～71.79%之间。其中花生壳600℃裂解得到的生物炭产率为71.79%,其余生物炭产率均在27%～45%之间,表明生物炭的产率普遍偏低。（2）针对每种生物炭,分别进行了镉、铅的初步吸附实验,发现其对镉、铅均有较好的吸附效果。每种生物炭材料在水溶液中对镉的去除效率均在98%以上,每种生物炭材料在水溶液中对铅的去除效率在76%～99.99%之间。400℃裂解时得到的生物炭对镉、铅吸附效果均最好,对镉的去除效率均在98%以上,对铅的去除效率均在99%以上。（3）改性烟草秸秆生物炭在水溶液中吸附镉的准一级动力学拟合R2为0.0059,准二级动力学拟合效果为R2为1,符合准二级动力学模型。表明控制其反应速率的为化学吸附。在水溶液中吸附铅的准一级动力学模型拟合结果R2为0.0094,准二级动力学拟合结果R2值为1,符合准二级动力学模型。表明控制其反应速率的为化学吸附。（4）将改性烟草秸秆生物炭、腐殖酸、过磷酸钙以每100g土壤中各占5%、3%、2%的比例复配以后施加到土壤中,60天以后,可以将土壤的pH值调节在7～8之间,土壤样品的阳离子交换量由原来的12.8～19cmol/kg提高到17～22.2cmol/kg。（5）将改性烟草秸秆生物炭、腐殖酸、过磷酸钙以每100g土壤中各占5%、3%、2%的比例复配以后施加到土壤中,第30天时,残渣态Cd所占比例由原始土壤的15.9%～91%增加至21.4%～96.5%。土壤样品中镉的水溶态含量由原来的3～15.88μg/kg降低到1.2～9.0μg/kg。第60天时,镉的弱酸提取态含量由原来最高占比为50.77%下降至6.66%。镉的水溶态含量减少为1.2～5.0μg/kg。（6）将改性烟草秸秆生物炭、腐殖酸、过磷酸钙以每100g土壤中各占5%、3%、2%的比例复配以后施加到土壤中,第30天时,与原始未加处理的土壤样品相比,土壤中残渣态Pb所占比例由原始土壤的0.21%～48.65%增加至34.45%～74.53%,铅的弱酸提取态含量由原始土壤的40.89%～82.98%减少为1.18%～10.83%。铅的水溶态含量由原来的28.10mg/kg～41.10mg/kg减少为7.20mg/kg～23.7mg/kg。第60天时,土壤样品中铅的残渣态所占比例增加到45.75%～80.87%,铅的弱酸提取态含量减少为0.45%～1.67%,水溶态Pb含量减少为0.70mg/kg～14.90mg/kg。随着时间的增加,金属铅在土壤样品中的形态多以稳定态为主。
李屹[10]（2019）在《目标与容量控制相结合的海河干流水质适应性管控技术研究》文中研究说明由于天然径流短缺和闸坝控制等因素影响,海河干流已然成为典型的人工水位控制的缓滞流景观河道,近年来发生了藻华爆发、暴雨后水质恶化等一系列水环境与景观问题。2015年国务院发布的《水污染防治行动计划》,对包括海河干流在内的河湖水体水污染防治工作提出了总体要求和目标。作为天津市的最重要景观河流及备用水水源地,海河干流的水质保持与改善将是天津乃至全国水十条工作的重要内容。因此,海河干流流域急需研究制订科学、合理的基于断面水质达标的流域污染源（点源及非点源）负荷管控方案。该论文基于GIS技术进行了控制单位划分,并按调水期（4～11月）和非调水期（12～3月）分别进行点源和非点源的水污染负荷输入与水环境容量计算,以容量总量控制为核心提出了海河干流控制断面水质达标管控方案,从而为海河干流流域的水环境改善提供技术支撑。工程博士论文主要研究内容与成果如下:（1）基于近年来天津市污染源调查结果进行了海河干流不同控制单元污染排放与入河量核算,结果表明,化学需氧量(CODCr)、氨氮（NH3-N）、总氮（TN）、总磷（TP）入河量下游段最高,分别为:2518.07 t/a、380.32 t/a、638.10t/a、31.51 t/a。非点源污染入河量核算结果表明,CODCr、NH3-N、TN、TP入河量中游段最高,分别为5633.44 t/a、141.75 t/a、328.48 t/a、86.87 t/a。暴雨径流输入是非点源污染入河负荷中最主要的贡献源。（2）综合调水期一维河流水质模型、非调水期水库水质模型的计算方法,建立了海河干流水环境容量计算模型。水环境容量核算结果表明,在调水期,由于有固定外调水量输入,海河干流CODCr、NH3-N、TN、TP的理想水环境容量分别为36477.07 t、935.89 t、833.81 t、97.92 t。在确保断面达标前提下,海河干流汇流段、上游段、中游段、下游段控制单元污染负荷削减率应达到27.8%、84.87%、90.96%、23.17%;在非调水期,海河干流CODCr、NH3-N、TN、TP的理想水环境容量分别为415.98 t、10.44 t、0.44 t、2.09 t,点源污染输入负荷远超理想水环境容量。在确保断面达标前提下,海河干流汇流段、上游段、中游段、下游段控制单元污染负荷削减率应分别达到94.18%、96.49%、89.61%、96.81%。（3）以容量总量控制为核心,提出海河干流各控制单元陆域水污染物的排放总量控制要求,及水质适应性管理方案。海河干流的水质目标适应性管理主要包括问题识别、方案设计、方案执行、监测评估、方案调整等五个阶段,尤其是在管理实践中要对方案实施结果进行及时监测评估,并通过反馈适时调整水质改善目标和具体方案。海河干流水质改善应重点通过工程/管理措施进行外源性营养负荷削减,同时考虑与周边水系的联通与水力调度,并兼顾水体生态修复与藻华应急处理。该工程博士论文研究的目标与容量控制相结合的海河干流水质适应性管理方案成果,已经被天津市生态环境局采纳,并在《天津市水污染防治工作方案》中的第二部分防治任务中应用,辅助制定污染排放和城市生活污染治理方案。
二、天津市农田土壤污染现状与防治对策（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、天津市农田土壤污染现状与防治对策（论文提纲范文）
（1）复合钝化剂对塿土和红壤Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的钝化效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 土壤镉、铅、铬污染概述 |
| 1.2.1 镉污染现状、来源、危害 |
| 1.2.2 铅污染现状、来源、危害 |
| 1.2.3 铬污染现状、来源、危害 |
| 1.3 土壤重金属污染修复技术研究进展 |
| 1.4 钝化材料的研究进展 |
| 1.4.1 硅酸盐类 |
| 1.4.2 磷酸盐类 |
| 1.4.3 生物炭 |
| 1.4.4 还原性材料 |
| 1.4.5 新型材料钝化剂 |
| 1.4.6 复合型钝化材料 |
| 1.5 重金属污染土壤钝化修复效果评价方法 |
| 1.5.1 化学评价法 |
| 1.5.2 生物评价法 |
| 1.5.3 微观结构显微检测 |
| 1.6 研究的目的及意义 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验仪器和设备 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 复合钝化剂材料的筛选 |
| 2.2.2 复合钝化剂配比的研究 |
| 2.2.3 复合钝化剂添加量对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)钝化率的影响 |
| 2.2.4 复合钝化剂对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)钝化率随时间的变化 |
| 2.2.5 复合钝化剂对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)形态的影响 |
| 2.2.6 复合钝化剂对土壤理化性质的影响 |
| 2.2.7 X-射线衍射(XRD) |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 土壤理化性质的测定 |
| 2.3.2 重金属含量的测定 |
| 2.3.3 重金属形态的分析 |
| 2.3.4 XRD物相分析 |
| 2.4 数据处理 |
| 第三章 复合钝化剂材料组成的研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同材料对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)的钝化率(Ca Cl_2提取法) |
| 3.2.2 不同材料对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)的钝化率(DTPA法) |
| 3.2.3 复合钝化剂材料组成的优化 |
| 3.2.4 不同比例复合钝化剂对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、Cr(Ⅵ)钝化率的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 复合钝化剂配比的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 单因素实验结果 |
| 4.2.1 塿土单因素实验结果 |
| 4.2.2 红壤单因素实验结果 |
| 4.3 塿土混料实验结果 |
| 4.3.1 以塿土Cd(Ⅱ)钝化率为响应值的D-最优混料结果 |
| 4.3.2 以塿土Pb(Ⅱ)钝化率为响应值的D-最优混料结果 |
| 4.3.3 以塿土Cr(Ⅵ)钝化率为响应值的D-最优混料结果 |
| 4.3.4 塿土复合钝化剂配方的优化及验证 |
| 4.4 红壤混料实验结果 |
| 4.4.1 以红壤Cd(Ⅱ)钝化率为响应值的D-最优混料结果 |
| 4.4.2 以红壤Pb(Ⅱ)钝化率为响应值的D-最优混料结果 |
| 4.4.3 以红壤Cr(Ⅵ)钝化率为响应值的D-最优混料结果 |
| 4.4.4 红壤复合钝化剂配方的优化及验证 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 复合钝化剂效果的评价 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 塿土复合钝化剂的效果评价 |
| 5.2.2 复合钝化剂对塿土理化性质的影响 |
| 5.2.3 红壤复合钝化剂效果评价 |
| 5.2.4 复合钝化剂对红壤理化性质的影响 |
| 5.2.5 复合钝化剂机理的探究 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（2）磷酸三（2-氯丙基）酯和镉复合作用对蚯蚓的毒性研究（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 我国土壤污染现状 |
| 1.2 有机磷酯类阻燃剂的使用 |
| 1.3 TCPP的研究现状 |
| 1.3.1 TCPP的基本性质 |
| 1.3.2 TCPP的污染现状 |
| 1.3.3 TCPP的毒性效应 |
| 1.4 重金属镉的研究现状 |
| 1.4.1 镉的性质 |
| 1.4.2 镉污染的来源 |
| 1.4.3 镉的污染现状 |
| 1.4.4 镉的毒性效应 |
| 1.5 土壤环境的复合污染 |
| 1.6 土壤生态指示生物-蚯蚓 |
| 1.7 本研究的目的和意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试动物 |
| 2.2 供试试剂 |
| 2.3 仪器设备 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.4.1 土壤配置 |
| 2.4.2 染毒方法 |
| 2.5 测定方法 |
| 2.5.1 酶液的制备 |
| 2.5.2 蛋白质含量的测定 |
| 2.5.3 超氧化物歧化酶(SOD)活性测定 |
| 2.5.4 过氧化氢酶(CAT)活性测定 |
| 2.5.5 过氧化物酶(POD)活性测定 |
| 2.5.6 谷胱甘肽硫转移酶(GST)活性测定 |
| 2.5.7 丙二醛(MDA)含量测定 |
| 2.5.8 活性氧(ROS)含量测定 |
| 2.5.9 蚯蚓体腔细胞DNA损伤的测定 |
| 2.6 数据统计分析方法 |
| 3 结果分析 |
| 3.1 TCPP对蚯蚓抗氧化酶系的影响 |
| 3.1.1 TCPP对SOD活性的影响 |
| 3.1.2 TCPP对CAT活性的影响 |
| 3.1.3 TCPP对POD活性的影响 |
| 3.2 TCPP和 Cd复合对蚯蚓抗氧化酶系的影响 |
| 3.2.1 TCPP-Cd复合对SOD活性的影响 |
| 3.2.2 TCPP-Cd复合对CAT活性的影响 |
| 3.2.3 TCPP-Cd复合对POD活性的影响 |
| 3.3 TCPP单一和TCPP-Cd复合对蚯蚓GST活性的影响 |
| 3.3.1 TCPP对GST活性的影响 |
| 3.3.2 TCPP-Cd复合对GST活性的影响 |
| 3.4 TCPP单一和TCPP-Cd复合对蚯蚓MDA含量的影响 |
| 3.4.1 TCPP对MDA含量的影响 |
| 3.4.2 TCPP-Cd复合对MDA含量的影响 |
| 3.5 TCPP单一和TCPP-Cd复合对蚯蚓ROS含量的影响 |
| 3.5.1 TCPP对ROS含量的影响 |
| 3.5.2 TCPP-Cd复合对ROS含量的影响 |
| 3.6 TCPP单一和TCPP-Cd复合对蚯蚓体腔细胞DNA的影响 |
| 3.6.1 TCPP彗星试验图像 |
| 3.6.2 TCPP单一和TCPP-Cd复合对蚯蚓体腔细胞DNA损伤的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 TCPP单一和TCPP-Cd复合对蚯蚓的氧化胁迫 |
| 4.1.1 TCPP单一和TCPP-Cd复合对ROS含量的影响 |
| 4.1.2 TCPP单一和TCPP-Cd复合对抗氧化酶系的影响 |
| 4.2 TCPP单一和TCPP-Cd复合对GST活性的影响 |
| 4.3 TCPP单一和TCPP-Cd复合对MDA含量的影响 |
| 4.4 TCPP单一和TCPP-Cd复合对DNA的损伤效应 |
| 5 结论 |
| 6 创新之处与不足之处 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（3）高效氯氟氰菊酯和镉复合作用对蚯蚓的毒性研究（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 我国土壤污染现状 |
| 1.2 LCT概况 |
| 1.2.1 LCT结构和理化性质 |
| 1.2.2 LCT 污染现状 |
| 1.3 LCT生态毒性研究现状 |
| 1.3.1 对动物的影响 |
| 1.3.2 对土壤生物的影响 |
| 1.3.3 对人体的影响 |
| 1.4 重金属镉概述 |
| 1.4.1 镉的性质 |
| 1.4.2 我国土壤中镉的污染现状 |
| 1.4.3 镉的危害 |
| 1.5 农药-重金属复合污染研究 |
| 1.5.1 复合污染的基本内涵 |
| 1.5.2 复合污染的作用机理 |
| 1.5.3 农药-重金属复合污染的生态毒理效应 |
| 1.6 蚯蚓生态毒理学的研究 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 药品与试剂 |
| 2.2 仪器设备 |
| 2.3 供试动物 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.4.1 土壤配制 |
| 2.4.2 染毒方法 |
| 2.5 测定方法 |
| 2.5.1 酶液的制备 |
| 2.5.2 蛋白质含量测定 |
| 2.5.3 活性氧ROS含量测定 |
| 2.5.4 SOD活性测定 |
| 2.5.5 CAT活性测定 |
| 2.5.6 POD活性测定 |
| 2.5.7 GST活性测定 |
| 2.5.8 脂质氧化物MDA含量测定 |
| 2.5.9 蚯蚓体腔细胞DNA损伤的测定 |
| 2.6 数据统计分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 LCT单一及LCT-Cd复合作用对蚯蚓ROS含量的影响 |
| 3.1.1 LCT对蚯蚓ROS含量的影响 |
| 3.1.2 LCT-Cd复合作用对蚯蚓ROS含量的影响 |
| 3.2 LCT单一及LCT-Cd复合作用对蚯蚓SOD活性的影响 |
| 3.2.1 LCT对蚯蚓SOD活性的影响 |
| 3.2.2 LCT-Cd复合作用对蚯蚓SOD活性的影响 |
| 3.3 LCT单一及LCT-Cd复合作用对蚯蚓CAT活性的影响 |
| 3.3.1 LCT对蚯蚓CAT活性的影响 |
| 3.3.2 LCT-Cd复合作用对蚯蚓CAT活性的影响 |
| 3.4 LCT单一及LCT-Cd复合作用对蚯蚓POD活性的影响 |
| 3.4.1 LCT对蚯蚓POD活性的影响 |
| 3.4.2 LCT-Cd复合作用对蚯蚓POD活性的影响 |
| 3.5 LCT单一及LCT-Cd复合作用对蚯蚓GST活性的影响 |
| 3.5.1 LCT对蚯蚓GST活性的影响 |
| 3.5.2 LCT-Cd复合作用对蚯蚓GST活性的影响 |
| 3.6 LCT单一和 LCT和 Cd复合作用对蚯蚓MDA含量的影响 |
| 3.6.1 LCT对蚯蚓MDA含量的影响 |
| 3.6.2 LCT-Cd复合作用对蚯蚓体内MDA含量的影响 |
| 3.7 LCT单一和LCT-Cd复合作用对蚯蚓体腔细胞DNA程度的影响 |
| 3.7.1 LCT彗星实验图像 |
| 3.7.2 LCT 单一及 LCT-Cd 复合作用对蚯蚓 DNA 损伤程度的影响 |
| 3.7.2.1 LCT 对蚯蚓体腔细胞 DNA 损伤程度的影响 |
| 3.7.2.2 LCT-Cd 复合作用对蚯蚓体腔细胞 DNA 损伤程度的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 LCT单一及LCT-Cd复合作用对蚯蚓的氧化胁迫 |
| 4.2 LCT单一及LCT-Cd复合作用对蚯蚓GST活性的影响 |
| 4.3 LCT单一及LCT-Cd复合作用对蚯蚓MDA含量的影响 |
| 4.4 LCT单一和LCT-Cd复合作用对蚯蚓DNA的损伤效应 |
| 5 结论 |
| 6 创新之处与研究不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（4）黄淮海地区农田土壤邻苯二甲酸酯污染特征与成因研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 邻苯二甲酸酯的基本性质 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯的理化性质 |
| 1.1.2 邻苯二甲酸酯的作物吸收 |
| 1.1.3 邻苯二甲酸酯的人体危害 |
| 1.2 我国农田土壤邻苯二甲酸酯污染现状 |
| 1.2.1 土壤邻苯二甲酸酯的分析测试方法 |
| 1.2.2 农田土壤邻苯二甲酸酯污染现状 |
| 1.3 农田土壤邻苯二甲酸酯污染来源研究进展 |
| 1.3.1 农用塑料薄膜 |
| 1.3.2 肥料和农药 |
| 1.4 农田土壤邻苯二甲酸酯污染的人体健康风险评估 |
| 1.5 邻苯二甲酸酯对土壤微生物的影响 |
| 1.6 研究目标和研究内容 |
| 1.6.1 研究目标 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 黄淮海地区农田土壤邻苯二甲酸酯污染特征及人体健康风险 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与标准品 |
| 2.2.2 样品收集 |
| 2.2.3 样品提取和净化 |
| 2.2.4 仪器分析 |
| 2.2.5 人体健康风险评估 |
| 2.2.6 质量控制 |
| 2.2.7 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 农田土壤中邻苯二甲酸酯总体污染浓度水平 |
| 2.3.2 设施菜地和大田土壤中邻苯二甲酸酯污染浓度水平及比较 |
| 2.3.3 不同省份农田土壤中邻苯二甲酸酯污染浓度水平 |
| 2.3.4 设施菜地土壤剖面邻苯二甲酸酯污染浓度水平分布状况 |
| 2.3.5 农田土壤来源邻苯二甲酸酯的人体健康风险评估 |
| 2.3.6 农膜中邻苯二甲酸酯含量情况 |
| 2.3.7 设施菜地邻苯二甲酸酯污染源解析 |
| 2.3.8 大田土壤邻苯二甲酸酯污染源解析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 邻苯二甲酸酯对典型设施菜地土壤微生物群落的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与标准品 |
| 3.2.2 样品采集 |
| 3.2.3 样品提取和净化 |
| 3.2.4 仪器分析 |
| 3.2.5 质量控制 |
| 3.2.6 土壤理化性质测定 |
| 3.2.7 土壤酶的测定 |
| 3.2.8 生物分析 |
| 3.2.9 分析方法 |
| 3.2.10 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 寿光地区设施菜地土壤中邻苯二甲酸酯总体污染特征 |
| 3.3.2 寿光地区设施菜地土壤中邻苯二甲酸酯污染的空间差异 |
| 3.3.3 设施菜地土壤理化性质、酶活性与邻苯二甲酸酯残留的关系 |
| 3.3.4 土壤微生物群落组成及多样性对邻苯二甲酸酯污染的响应 |
| 3.3.5 土壤邻苯二甲酸酯残留与非生物和生物环境因子的关系 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 不同种植模式土壤微生物群落对邻苯二甲酸酯的响应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与标准品 |
| 4.2.2 样品收集 |
| 4.2.3 样品提取和净化 |
| 4.2.4 仪器分析 |
| 4.2.5 质量控制 |
| 4.2.6 生物分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 设施菜地和大田土壤中邻苯二甲酸酯污染情况 |
| 4.3.2 种植模式和地理位置对土壤微生物群落的影响 |
| 4.3.3 不同种植模式土壤中微生物群落对邻苯二甲酸酯污染的响应 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 不足之处和展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（5）不同施肥模式对设施菜田土壤线虫群落结构的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤线虫概况 |
| 1.2.2 土壤线虫的研究方法 |
| 1.2.3 土壤线虫的作用 |
| 1.2.4 施肥对土壤线虫的影响 |
| 1.2.5 土壤消毒对土壤线虫的影响 |
| 1.3 研究内容与研究契机 |
| 1.3.1 研究契机 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 总体思路 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 土壤样品采集及测定方法 |
| 2.4 土壤线虫分离鉴定及线虫生态指数的计算 |
| 2.5 土壤理化指标的测定 |
| 2.6 数据分析 |
| 第三章 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田土壤线虫群落的影响 |
| 3.1 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田消毒1年后土壤线虫总数和营养类群的影响 |
| 3.1.1 土壤线虫总数 |
| 3.1.2 土壤线虫营养类群 |
| 3.1.3 土壤线虫群落组成 |
| 3.2 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田消毒2年后土壤线虫总数和营养类群的影响 |
| 3.2.1 土壤线虫总数 |
| 3.2.2 土壤线虫营养类群 |
| 3.2.3 土壤线虫群落组成 |
| 3.3 设施菜田土壤消毒1年后与2年后线虫数量和营养类群的比较 |
| 3.3.1 土壤线虫总数 |
| 3.3.2 土壤有益线虫数量和相对丰度 |
| 3.3.3 土壤有害线虫数量和相对丰度 |
| 3.3.4 土壤线虫群落组成 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 有机肥/秸秆替代化肥对设施菜田土壤线虫总数和营养类群的影响 |
| 3.4.2 设施菜田消毒年际间土壤线虫数量和营养类群的变化 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田土壤线虫生态指数的影响 |
| 4.1 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田消毒1年后土壤线虫多样性指数的影响 |
| 4.1.1 土壤线虫物种多样性指数 |
| 4.1.2 土壤线虫群落结构指数 |
| 4.1.3 土壤线虫功能性指数 |
| 4.2 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田消毒2年后土壤线虫多样性指数的影响 |
| 4.2.1 土壤线虫物种多样性指数 |
| 4.2.2 土壤线虫群落结构指数 |
| 4.2.3 土壤线虫功能性指数 |
| 4.3 设施菜田消毒1年后与2年后土壤线虫生态指数的比较 |
| 4.3.1 土壤线虫多样性指数 |
| 4.3.2 土壤线虫群落结构指数 |
| 4.3.3 土壤线虫功能性指数 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 设施菜田土壤线虫群落结构与蔬菜产量和土壤理化性质的关系 |
| 5.1 设施菜田产量对不同施肥模式的响应 |
| 5.1.1 设施蔬菜产量 |
| 5.1.2 设施菜田土壤线虫群落结构与蔬菜产量的相关性 |
| 5.2 设施菜田理化性质对不同施肥模式的响应 |
| 5.2.1 设施菜田土壤理化性质 |
| 5.2.2 设施菜田土壤线虫群落结构与土壤理化性质的相关性 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 全文结论 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）京津冀农村生态环境治理效率提升的策略研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及问题的提出 |
| 1.2 研究对象现状分析 |
| 1.2.1 京津冀农村土地利用、污染情况 |
| 1.2.2 京津冀农村污水污染治理情况 |
| 1.2.3 京津冀农村生活垃圾污染治理情况 |
| 1.3 研究目的及研究意义 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 理论意义 |
| 1.3.3 实践意义 |
| 1.4 国内外环境治理文献研究综述及评述 |
| 1.4.1 国外研究综述 |
| 1.4.2 国内研究综述 |
| 1.4.3 国内外成果评述 |
| 1.5 研究的内容与技术路线图 |
| 1.5.1 研究思路 |
| 1.5.2 技术路线图 |
| 1.6 研究方法 |
| 1.6.1 文献综述法 |
| 1.6.2 超效率 SBM 模型和 Malquist 指数模型 |
| 1.6.3 比较分析法 |
| 1.7 本文创新点及难点 |
| 1.7.1 创新点 |
| 1.7.2 研究难点 |
| 1.8 拟解决的关键科学问题 |
| 1.9 本章小结 |
| 第二章 概念界定及理论基础 |
| 2.1 相关概念 |
| 2.1.1 农村生态环境 |
| 2.1.2 农村生态环境治理 |
| 2.1.3 农村生态环境治理效率 |
| 2.2 农村生态环境治理效率理论基础 |
| 2.2.1 公共物品理论与农村生态环境治理效率 |
| 2.2.2 可持续发展理论与农村生态环境治理效率 |
| 2.2.3 政府职能理论与生态环境治理效率 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 京津冀农村生态环境治理效率评价指标体系 |
| 3.1 构建农村生态环境治理评价指标体系 |
| 3.1.1 评价指标体系选取的原则 |
| 3.1.2 指标的收集与筛选 |
| 3.2 京津冀农村生态环境治理效率评价指标体系说明 |
| 3.3 DEA评价方法 |
| 3.3.1 决策单元 |
| 3.3.2 超效率SBM模型 |
| 3.3.3 Malquist Luenberger模型 |
| 3.3.4 DEA方法应用的优势分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 京津冀农村生态环境治理效率实证研究 |
| 4.1 样本选取与数据来源 |
| 4.2 评价过程与结果分析 |
| 4.3 京津冀农村环境影响因素分析——基于 Tobit 模型 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 京津冀农村生态环境治理效率提升对策 |
| 5.1 发展环保产业,促进环保一体化发展 |
| 5.1.1 调整升级产业结构,发展环保产业 |
| 5.1.2 配置资源要素,促进生态产业集聚 |
| 5.1.3 制定区域环保市场准入统一标准,打造重点环保项目 |
| 5.2 引入社会资本,补充农村环境治理资金 |
| 5.2.1 拓宽资金筹集方式 |
| 5.2.2 引入发展第三方治理模式 |
| 5.3 创新污染治理技术,推动生态农业发展 |
| 5.3.1 严控氮肥施放量,实施土壤环境监测 |
| 5.3.2 加强农村水环境治理,整合生态系统健康水循环 |
| 5.3.3 完善和加强环境治理技术实施标准及政策体系 |
| 5.4 发挥农村人口优势,组建基层环保力量,推进美丽乡村建设 |
| 5.4.1 培育农民主体治理意识,形成专业环保队伍 |
| 5.4.2 分类推进美丽乡村片区,帮扶打造示范典型 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文及参加科研情况说明 |
| 附录 |
| 致谢 |
（7）不同钝化剂对吉林省农田土壤汞活性的影响及机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国土壤重金属污染现状 |
| 1.2 我国农田土壤重金属污染来源 |
| 1.2.1 大气沉降 |
| 1.2.2 交通运输 |
| 1.2.3 污水农灌和污泥农用 |
| 1.2.4 农药及化肥滥用 |
| 1.2.5 矿产资源开采 |
| 1.3 吉林省农田土壤重金属污染现状 |
| 1.3.1 吉林省农田土壤重金属污染来源 |
| 1.3.2 吉林省农田土壤重金属污染特征 |
| 1.4 我国农田土壤重金属污染修复现状 |
| 1.4.1 土壤重金属污染修复方法 |
| 1.4.2 土壤重金属原位钝化修复技术 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 主要试剂与仪器 |
| 2.2 供试材料 |
| 2.2.1 土壤样品的采集及制备 |
| 2.2.2 钝化剂的选用和处理 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 土壤汞的钝化实验方法 |
| 2.3.2 不同钝化剂对汞的吸附实验 |
| 2.3.3 土壤中不同形态汞的提取及测定方法 |
| 2.3.4 土壤全量汞测定的前处理方法 |
| 2.4 测定及表征方法 |
| 2.4.1 土壤理化性质测定方法 |
| 2.4.2 钝化剂的表征方法 |
| 2.4.3 汞的测定方法 |
| 2.5 数据处理方法 |
| 2.5.1 吸附动力学模型 |
| 2.5.2 吸附热力学模型 |
| 第三章 结果与讨论 |
| 3.1 不同类型钝化剂对土壤汞活性的影响 |
| 3.2 不同钝化剂对土壤汞形态分布的影响 |
| 3.3 不同钝化剂对汞的吸附特征 |
| 3.3.1 不同钝化剂对汞的吸附动力学特征 |
| 3.3.2 不同钝化剂对汞的吸附热力学特征 |
| 3.4 不同钝化剂对土壤汞的钝化作用机理分析 |
| 3.4.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 3.4.2 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.4.3 不同钝化剂对土壤pH的影响分析 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）酸性镉污染土壤钝化修复对叶菜累积镉特征影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染与危害 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染的来源 |
| 1.1.3 土壤重金属存在形态 |
| 1.1.4 土壤重金属污染的危害 |
| 1.2 土壤重金属污染修复方式 |
| 1.2.1 物理修复 |
| 1.2.2 化学修复 |
| 1.2.3 生物修复 |
| 1.2.4 农艺技术 |
| 1.3 土壤重金属污染原位钝化修复技术 |
| 1.3.1 土壤原位钝化修复的基本原理 |
| 1.3.2 土壤钝化修复中钝化剂的应用 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 不同钝化材料对镉污染土壤钝化修复效果的研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 样品分析 |
| 2.1.4 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同处理对油菜、小白菜和油麦菜生物量的影响 |
| 2.2.2 不同处理对油菜、小白菜和油麦菜地上部镉含量的影响 |
| 2.2.3 不同处理对油菜、小白菜和油麦菜根系镉含量的影响 |
| 2.2.4 不同处理对土壤有效态镉含量的影响 |
| 2.2.5 不同处理对土壤pH的影响 |
| 2.2.6 不同处理对土壤总镉含量的影响 |
| 2.2.7 不同处理对油菜、小白菜和油麦菜转移系数与富集系数的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 不同钝化材料对镉污染土壤持续钝化修复的研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 样品分析 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同处理对生菜和菠菜生物量的影响 |
| 3.2.2 不同处理对生菜和菠菜地上部镉含量的影响 |
| 3.2.3 不同处理对土壤有效态镉含量的影响 |
| 3.2.4 不同处理对土壤pH的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 钝化材料的钝化效应在叶菜不同生长阶段的动态变化 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 样品分析 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同处理对不同生长时期油菜与生菜地上部镉含量的影响 |
| 4.2.2 不同处理对油菜与生菜茎叶中镉含量的影响 |
| 4.2.3 不同处理对油菜与生菜不同叶片中镉含量的影响 |
| 4.2.4 不同处理对不同时期土壤有效态镉含量的影响 |
| 4.2.5 不同处理对不同时期土壤pH值的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 全文结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（9）生物炭固化剂修复农田土壤铅、镉污染的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 土壤重金属污染及修复概述 |
| 1.2.1 土壤中重金属来源与危害 |
| 1.2.2 土壤重金属污染修复技术 |
| 1.2.3 污染土壤中重金属形态分析 |
| 1.3 生物炭及其应用研究概述 |
| 1.3.1 生物炭定义与性质 |
| 1.3.2 生物炭在修复土壤重金属污染方面的应用 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 1.7 研究的创新点 |
| 2 试验材料与分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试材料 |
| 2.2 化学试剂 |
| 2.3 主要仪器设备 |
| 2.4 实验室分析方法 |
| 2.4.1 生物炭产率 |
| 2.4.2 重金属去除率 |
| 2.4.3 重金属污染评估 |
| 2.4.4 土壤阳离子交换量的测定 |
| 2.5 测定方法的可靠性分析 |
| 2.5.1 标准曲线 |
| 2.5.2 精密度 |
| 2.5.3 准确度 |
| 2.6 吸附动力学模型 |
| 2.6.1 准一级动力学模型 |
| 2.6.2 准二级动力学 |
| 3 改性生物炭制备与筛选 |
| 3.1 不同种类改性生物炭的制备 |
| 3.2 生物炭筛选 |
| 3.2.1 生物炭产率 |
| 3.2.2 生物炭对金属Cd、Pb去除效果 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同生物炭的产率 |
| 3.3.2 不同生物炭对Cd、Pb的去除效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 溶液中生物炭对Cd、Pb的吸附动力学研究 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 吸附剂对Cd~(2+)的吸附动力学 |
| 4.1.2 吸附剂对Pb~(2+)的吸附动力学 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 吸附剂对Cd~(2+)吸附动力学 |
| 4.2.2 吸附剂对Pb~(2+)的吸附动力学 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 改性烟草秸秆生物炭对受Cd、Pb污染农田土壤的修复研究 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 实验方案设置 |
| 5.2 样品分析 |
| 5.2.1 土壤总镉、总铅的测定 |
| 5.2.2 土壤中各形态镉、铅的测定 |
| 5.2.3 土壤pH的测定 |
| 5.2.4 土壤阳离子交换量的测定 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 重金属污染评估 |
| 5.3.2 土壤pH值变化 |
| 5.3.3 土壤中Cd、Pb赋存形态的变化 |
| 5.3.4 土壤阳离子交换量变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 攻读学位期间参加的科研项目及发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（10）目标与容量控制相结合的海河干流水质适应性管控技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 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 水环境容量研究现状 |
| 1.2.2 水质目标管理研究进展 |
| 1.2.3 适应性管理研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 第2章 研究区域及研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.1.1 海河干流流域范围界定 |
| 2.1.2 海河干流水功能区划 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 流域控制单元划分与水系概化方法 |
| 2.2.2 污染源调查与污染负荷核算方法 |
| 2.2.3 水质模型建模理论及水环境容量计算方法 |
| 第3章 海河干流流域控制单元划分及水系概化 |
| 3.1 海河干流控制单元划分 |
| 3.2 海河干流水系及排污口概化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 海河干流污染源调查与污染负荷核算 |
| 4.1 点源污染 |
| 4.1.1 污水处理厂排水 |
| 4.1.2 工业企业废水排放 |
| 4.1.3 散排的城镇居民生活污水 |
| 4.1.4 点源污染入河负荷汇总 |
| 4.2 非点源(面源)污染 |
| 4.2.1 暴雨径流非点源污染 |
| 4.2.2 畜禽养殖污染流失 |
| 4.2.3 农村生活污水 |
| 4.2.4 非点源污染入河负荷汇总 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 海河干流水环境容量核算 |
| 5.1 模型参数确定 |
| 5.1.1 流量 |
| 5.1.2 流速 |
| 5.1.3 污染物综合衰减系数 |
| 5.1.4 控制断面现状水质及目标水质 |
| 5.2 调水期水环境容量测算结果 |
| 5.2.1 理想水环境容量测算与非点源污染入河负荷对比 |
| 5.2.2 水环境容量核算与点源污染入河负荷对比 |
| 5.2.3 可分配水环境容量 |
| 5.2.4 不同支流域的水环境容量计算 |
| 5.3 非调水期水环境容量测算 |
| 5.4 全年水环境容量核算分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 海河干流环境污染控制目标与重点区域确定 |
| 6.1 海河干流水环境污染控制目标 |
| 6.1.1 调水期不同控制单元污染源控制目标 |
| 6.1.2 非调水期不同控制单元污染源控制目标 |
| 6.2 海河干流污染控制重点区域确定 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 海河干流水质目标适应性管控方案研究 |
| 7.1 资料收集、补充监测及现状问题诊断 |
| 7.1.1 基本资料收集与补充监测 |
| 7.1.2 水质模型选择与确定 |
| 7.1.3 水质现状评价与问题识别 |
| 7.2 水质改善方案研究与确定 |
| 7.2.1 点源污染输入控制 |
| 7.2.2 非点源污染控制 |
| 7.2.3 海河干流河网水量水质综合调控 |
| 7.2.4 水体生态修复 |
| 7.2.5 水体藻华应急处理技术 |
| 7.3 方案执行与工程实施 |
| 7.4 监测与评估 |
| 7.5 方案调整与改进 |
| 7.6 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
四、天津市农田土壤污染现状与防治对策（论文参考文献）
- [1]复合钝化剂对塿土和红壤Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、Cr（Ⅵ）的钝化效应[D]. 刘欣. 西北农林科技大学, 2021
- [2]磷酸三（2-氯丙基）酯和镉复合作用对蚯蚓的毒性研究[D]. 刘斌. 山东农业大学, 2021(01)
- [3]高效氯氟氰菊酯和镉复合作用对蚯蚓的毒性研究[D]. 闫晓彤. 山东农业大学, 2021(01)
- [4]黄淮海地区农田土壤邻苯二甲酸酯污染特征与成因研究[D]. 周斌. 中国农业科学院, 2020
- [5]不同施肥模式对设施菜田土壤线虫群落结构的影响[D]. 任宏飞. 中国农业科学院, 2020
- [6]京津冀农村生态环境治理效率提升的策略研究[D]. 赵玉萍. 天津商业大学, 2020(12)
- [7]不同钝化剂对吉林省农田土壤汞活性的影响及机理[D]. 王筱涵. 吉林大学, 2020(08)
- [8]酸性镉污染土壤钝化修复对叶菜累积镉特征影响研究[D]. 何丽质. 中国农业科学院, 2020(01)
- [9]生物炭固化剂修复农田土壤铅、镉污染的研究[D]. 陈洁. 华北水利水电大学, 2020(01)
- [10]目标与容量控制相结合的海河干流水质适应性管控技术研究[D]. 李屹. 天津大学, 2019(01)
标签：邻苯二甲酸酯论文; 土壤重金属污染论文; 钝化剂论文; 指标钝化论文; 土壤污染修复技术论文;