一、菜地土壤和蔬菜中几种重金属的分布特征（论文文献综述）
顾顺斌[1]（2021）在《电子垃圾拆解周边区域土壤-蔬菜系统重金属污染特征、风险评价及安全利用研究》文中研究表明近年来,中国农用地重金属污染状况随着现代化进程的加快而加剧。自2016年中国推出《土壤污染防治行动计划》（土十条）以来,全国各地都积极开展了耕地质量调查与受污染耕地安全利用的工作。本研究选取浙江省某一具有长期电子垃圾拆解历史的区县为研究区域,并以该区域中的土壤-蔬菜系统为研究对象,通过实地采样、污染特征分析、风险评价及安全利用研究,分析并掌握了该区域的重金属污染及空间分布特征,并针对具有较高食用风险的蔬菜进行了安全利用研究,为受重金属污染的农用地提供了切实可行的安全生产方案。本研究取得的主要研究结果如下:1)研究区域土壤-蔬菜系统重金属含量及空间分布特征。研究区域蔬菜地土壤具有一定程度的重金属超标情况,污染区域主要分布在FJ街道,XQ镇和PJ镇,其中FJ街道重金属超标情况最为广泛且严重。超标元素主要为Cd、Cu和Zn。通过重金属的来源分析,当地缺乏制约的电子垃圾拆解工业是造成此三类重金属污染的主要源头;同时结果表明,该区域部分蔬菜中重金属含量超过了我国食品标准中的阈值。通过富集系数比较各类蔬菜对于重金属积累能力的差异,结果表明豇豆和包菜对重金属的富集积累能力较弱,而生菜和茄子则较易吸收积累Cd、Pb等重金属。2)研究区域重金属污染程度及健康风险评价。通过计算内梅罗综合污染指数,评估结果表明,当地蔬菜土壤受到了较为严重的以Cd,Cu和Zn为主的复合污染。潜在生态环境风险评价结果显示研究区域生态环境系统遭受了轻微的生态风险,主要污染元素为Cd。人体健康风险评价结果表明,当地居民面临一定程度的健康风险,食用蔬菜是造成健康风险的主要途径,Cd和Cr是威胁健康的主要风险元素,而生菜则具有最大的食用风险,番薯次之。3)受污染耕地安全利用研究结果。本研究选取当地典型污染农田土壤及具有最大食用风险的生菜进行盆栽钝化实验。结果表明,过磷酸钙、熟石灰、石灰石、生物质炭、海泡石及钙镁磷肥均能有效降低土壤中Cd、Pb、Cu、Zn、Ni和Cr六种重金属的有效性;有机缓释肥虽然降低了土壤中Cd和Ni有效性,但同时增加了Pb、Cu、Zn和Cr的有效性。过磷酸钙、石灰石、熟石灰、秸秆生物质炭和海泡石处理能显着降低生菜可食部分Cd,Cu,Ni,Pb和Zn含量,同时增加了生菜生物量;钙镁磷肥和有机缓释肥不同程度地提高了生菜可食部分重金属含量同时降低了其生物量。综合考虑钝化材料对土壤中重金属的钝化效果、对生菜中重金属含量及长势的影响,施用2g/kg的熟石灰和石灰石具有最佳效果。
蔡红[2]（2021）在《产脲酶细菌联合羊粪有机肥阻控生菜吸收Cd和Pb效应》文中研究表明随着经济的快速发展,环境污染状况日益加重,菜地重金属（Cd和Pb）污染问题也越来越严峻,蔬菜作为人们日常生活必需的食物之一,其也容易吸附和积累重金属,进而威胁人们的健康。因此,如何减少蔬菜对菜地中重金属的吸收是当前急需解决的问题。目前,在重金属污染菜地土壤中施加化学钝化剂、有机肥和功能微生物等均能阻控蔬菜对重金属的吸收。其中,微生物钝化修复技术因其环境友好、成本低及对土壤破坏性低等优势,受到越来越多的关注。重金属固定植物促生细菌不仅能够降低蔬菜对重金属的吸收,还可以提高蔬菜的营养品质,改善土壤质量。因此,本文通过从重金属污染蔬菜根际土壤中筛选出具有固定Cd和Pb能力的产脲酶细菌;制备产脲酶细菌-羊粪有机复合菌肥,对其发酵和保藏条件进行优化;最后通过盆栽实验研究复合菌肥阻控生菜吸收Cd和Pb的机制,为蔬菜的安全生产提供理论依据和技术支撑。本文选取南阳市郊16个村庄为采样点进行菜地土壤与蔬菜污染状况调查,采集不同种类蔬菜与根际土壤,并测定其重金属的含量。同时以河南省土壤背景值及农用地土壤污染风险值为参考,利用地累积指数法(Igeo)与Hakanson潜在生态风险指数法来评价菜地土壤重金属污染,通过单项污染指数和内梅罗污染指数评价蔬菜重金属污染状况。结果表明:16个采样点土壤样品中只有C5采样点土壤样品中Cd的含量(0.32 mg kg-1)超出在国家农用地土壤污染风险筛选值(0.3 mg kg-1);Pb含量均低于在国家农用地土壤污染风险筛选值70 mg kg-1,其中C5、C12和C13采样点Pb含量较高,分别为62.4、65.6和66.2 mg kg-1。南阳市郊菜地土壤整体Pb的Igeo属于1级轻度污染,约37.5%Cd的Igeo属于1级轻度污染,土壤中Pb的潜在生态风险指数整体属于低等级,C5、C12和C13采样点的Cd的潜在风险指数属于较重等级,综合潜在生态风险属于中等级,其余采样点Cd的潜在风险指数属于中、低等级,综合潜在生态风险属于低等级;不同蔬菜样品中Cd和Pd的含量是叶菜类>茄果类>根茎类,综合污染程度是叶菜类>茄果类>根茎类,风险系数（HQ）与危害指数（HI）都小于1对人体没有造成危害,不影响人体的健康。收集C5采样点根际土壤,通过脲酶筛选培养基筛选产脲酶细菌,共筛选得到8株细菌,其中菌株CH5的产脲酶能力最高且对重金属Cd的去除率高达95%以上,抑制其生长的最高Cd和Pb浓度分别为200 mg kg-1和2000 mg kg-1;菌株CH5产铁载体能力++++,产IAA能力为35.85 m S cm-1 min-1,且对氨苄青霉素、卡那青霉素、氯霉素、链霉素均具有抗性,经测序菌株CH5为Enterbacter bugandensis。选择菌株CH5为供试菌株,对其发酵培养基进行筛选,并对培养基不同成分响应面优化,确定其发酵培养基各成分的最佳配比。结果表明:选择YN培养基为供试菌株CH5的初始发酵培养基,其中糖蜜作为碳源和硫酸铵作为氮源,保留硫酸镁和磷酸氢二钾离子成分;响应面法设计培养基成分最适含量为:糖蜜0.0130(g L-1),硫酸铵0.245(g L-1),硫酸镁0.162(g L-1),氯化钠1.84(g L-1),酵母膏0.084(g L-1)和磷酸氢二钾0.1473(g L-1);适合其发酵培养的最适条件p H为6.0,温度为28℃,接种量为1%,装液量为20 m L,菌龄为15 h和转速为180 rpm min-1;将菌株CH5以不同有机肥（牛粪、羊粪与猪粪）为载体制备菌剂,并对菌剂保藏工艺进行研究,其中CH5+羊粪菌剂中菌体数量最高1.486×108CFU g-1,保藏270 d后菌体数量明显减少,且羊粪有机肥p H值为7.41弱碱性,因此,综合考虑选择羊粪有机肥最适合作为供试菌株CH5的载体。生菜盆栽实验结果表明在浓度为Cd 0.5+Pb 5(mg kg-1)胁迫下,与对照组相比,经过CH5+羊粪的处理,生菜的Cd和Pb含量减少了34.7%～67.3%和71.5%～75.3%;生菜的干重增加了33.3%～71.4%。此外,菌株CH5联合羊粪还能显着提高了生菜可食用部分的可食用部分的蛋白质（40.1%）、可溶性总糖（44.9%）和维生素C（189.5%）的含量;土壤中酸可提取态Cd和Pb含量降低14.3%、35.8%,可还原态Cd和Pb含量降低35.3%、39.4%,可氧化态Cd和Pb含量增加18.6%、45.3%,残渣态Cd和Pb含量增加23.5%、49.3%;土壤p H由6.23升高至6.78,有机质含量增加120.0%;土壤脲酶活性增加41.3%,土壤中铵态氮的含量增加28.0%,硝态氮的含量降低4.0%,铵态氮与硝态氮的比值升高36.9%。在浓度为Cd 5+Pb 20(mg kg-1)胁迫下,与对照组相比,CH5+羊粪的处理中生菜的Cd和Pb含量分别减少（48.5%～85.6%）和（60.1%～69.8%）,生菜的干重增加了42.9%～80.0%,生菜可食用部分的蛋白质、可溶性总糖和维生素C的含量分别增加39.7%、40.8%和66.7%;土壤中酸可提取态Cd和Pb含量降低19.6%、37.8%,可还原态Cd和Pb含量降低12.3%、37.8%,可氧化态Cd和Pb含量增加18%、41.2%,残渣态Cd和Pb含量增加17.9%、34.7%;土壤p H由6.25升高至6.88,有机质含量增加133.3%。土壤脲酶活性增加43.3%,土壤中铵态氮的含量增加73.6%,硝态氮的含量降低4.8%,铵态氮与硝态氮的比值升高88.9%。
姚成斌[3]（2021）在《贵州毕节撒拉溪喀斯特石漠化治理示范区建设初期土壤环境质量评价研究》文中研究说明为全面了解贵州毕节撒拉溪示范区耕地土壤和农作物重金属含量特征及土壤在不同暴露途径下的人体健康风险,并初步探讨示范区土壤重金属的来源。本研究通过采集示范区林地土壤、旱地土及农作物（玉米、土豆、刺梨、青菜、核桃和大蒜）样品,采用电感耦合等离子质谱仪（ICP-MS）分析样品中Cr、Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As和Ni的含量。利用描述性统计、相关分析、主成分分析等多元统计方法,揭示了土壤重金属污染的特征、来源、影响因素等特征;运用单因子指数法、内梅罗综合指数法、潜在生态风险指数法以及健康风险评价模型评价土壤重金属的污染状况及土壤暴露导致的人体健康风险;同时采用半变异函数模型和普通克里金插值法研究了各重金属元素的空间分布特征。结果如下:（1）贵州毕节撒拉溪示范区林地土壤及旱地土重金属Cr、Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As和Ni的含量分别为:91.5、4.35、15.2、0.682、33.3、74.8、21.2、22.0 mg·kg-1和131、33.4、79.9、1.71、32.6、146、26.6、64.4 mg·kg-1,其中林地土壤Cd和As含量与贵州省土壤背景值相当,其他6种重金属含量均低于贵州省土壤背景值;旱地土壤除Pb外,其他7种重金属含量略高于贵州省土壤背景值。与农用地土壤污染风险筛选值相比,林地土壤Cd及旱地土Cd和Co含量超过了该值,其他均低于对应风险筛选值。以GB15618-2018为标准,Cr、Co、Cu、Pb、Zn、As和Ni等7种重金属均处于无污染等级,Cd的污染等级相对较高;综合污染指数为3.00,属于中度污染,污染贡献值最大的Cd。富集因子评价结果同样表明Cd、Cu有部分样点处于中度污染,应引起重视。（2）示范区农作物部分存在重金属超标的现象,其中蔬菜类作物青菜和大蒜中重金属Cu和Cd的平均含量为2.23、0.202和2.25、0.091 mg·kg-1,高于标准限值,Cr、Cu、Zn、As和Ni未超过标准限值;土豆Pb、Zn、As的平均含量分布为0.638、25.9和1.02 mg·kg-1,是标准限值的3.19、1.29和2.04倍;玉米Cr、Cd、Pb、As高于标准限值,Cu、As和Ni在标准限值以下;核桃中Cu、Cd和Pb平均含量分别为5.27、0.234和0.316 mg·kg-1,低于食品中污染物限量标准;刺梨中Cu、Pb、Zn的含量分别为2.97、0.623、9.97 mg·kg-1,低于相应标准,Cd与其标准相当。（3）相关分析表明,Cr与Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As和Ni的相关系数分别为0.375、0.345、0.744、0.509、0.700、0.361和0.807,在（P<0.05）水平上显着相关,表明它们具有相同来源,可能主要受成土母质化学风化的影响;Cd与Pb的相关系数为0.543,表明这两种重金属间具有较高的相关性,且Cd与Co、Cu、As（0.029、-0.049、-0.039）和Pb与Co、Cu、As（0.06、-0.033、0.135）相关性较低,说明Pb和Cd受到人为因素的影响较为明显,主要受示范区煤矿开采及铅锌矿冶炼影响。主成分分析共辨识出了2个主成分,重金属Cr、Co、Cu、Zn、As和Ni在PC1上具有较高载荷,判为自然来源,主要受母岩风化影响,Cd和Pb在PC2上的载荷值为0.716和0.684,相对较高,被认为受人类活动干扰,主要是煤矿开采及农业活动影响,同时Cd和Pb在PC1上也具有较高载荷,表明Cd和Pb同时受到自然因素和人类活动的混合来源影响。普通克里金插值分析结果表明,重金属的空间分布特征与示范区母岩分布、煤矿坑、炼锌和土地利用类型存在一定的关系。（4）潜在生态风险评价结果表明,示范区土壤Cr、Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As、Ni的平均潜在生态风险指数分别为1.23、4.67、3.39、69.16、1.36、0.53、8.54和2.83,Cd生的态风险等级为中等生态风险,其他均为轻微生态风险;8种重金属的综合潜在生态风险指数平均值为91.7,处于轻微生态风险。（5）健康风险评价模型评价结果显示,在3种非致癌暴露途径下,成人单个重金属Cr、Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As、Ni的单项非致癌风险指数（HQ）均小于1,对成人健康的影响并不显着;对儿童而言,非致癌重金属As对儿童产生一定的暴露风险,其他7种重金属的非致癌健康暴露风险指数均小于1,对儿童健康风险的影响较小,手口摄入是导致非致癌风险的最主要途径;儿童非致癌综合健康风险指数HI为2.21,大约是成人的4.6倍。在致癌风险中,成人和儿童Cr、Cd、As和Ni在手口摄入暴露途径下致癌健康风险指数分别为4.04E-05、1.49E-05、2.52E-05、3.11E-05和1.06E-04、3.90E-05、6.58E-05和8.13E-05,均在10-6～10-4之间,致癌风险较低;成人在不同致癌风险暴露途径下暴露量大小排序:手口摄入>口-鼻吸入>皮肤接触;儿童则存在Cr的致癌暴露风险,手口摄入仍然是主要的暴露途径,手口摄入的致癌健康风险贡献率为99.6%。成人和儿童的总致癌暴露风险分别为1.18E-04和2.96E-04,处于致癌健康暴露风险上限。
卢明[4]（2021）在《西南黄壤辣椒-白菜轮作系统的镁营养调控与品质效应》文中认为镁是300多种酶的活化因子,也是植物体的第二大阳离子。作为叶绿素分子的中心原子,镁对维持叶绿体结构和绿叶细胞功能有着决定性的作用,影响着植物叶绿素合成、光合作用、碳水化合物分配、蛋白质合成等与植物生长和生物量积累相关的生理生化过程。同时,镁还影响植物的氮代谢和矿质营养分配过程,对作物的营养品质建成有着直接影响。镁是维持作物正常生长发育和健康代谢的必须营养元素之一。然而,人体镁缺乏正成为全球性的营养问题。土壤-作物系统的镁素缺乏直接导致了农产品的镁浓度严重下降,而日常膳食中镁摄入量的降低是造成人体缺镁的重要影响因素。高量土壤镁淋洗损失、忽视镁肥施用和作物产量提升带来的“稀释效应”是导致农产品镁浓度持续下降的三个决定性因素。我国逾50%以上的农田土壤存在缺镁或潜在缺镁的农业生产问题,尤其是在南方酸性土壤上,不仅影响了以植物源性食品消费为主的人群镁营养健康,还显着影响了作物的产量。镁肥施用被证实是提升缺镁土壤上作物产量、改善作物与人体镁营养及其他营养品质的快速有效农学强化措施。但在田间条件下,镁肥施用如何影响作物的产量和营养品质建成及人体营养健康,如何影响土壤-作物系统的土壤镁淋失及维持系统的镁素平衡,能否通过改善镁肥施用方式以实现镁强化、产量优化及控制镁淋失等都还不清楚。因此,本论文基于西南地区黄壤上典型露地蔬菜辣椒-白菜轮作体系,通过生产调研和田间试验,明确了区域蔬菜的生产水平和菜地土壤的养分状况;研究了镁肥施用水平分别对辣椒和白菜产量、营养品质和人体健康效应,以及轮作系统镁素平衡的影响;最后探讨了镁肥施用方式对辣椒生产、品质及土壤镁素形态转化的影响,并在此基础上进一步讨论了镁肥施用方式管理对土壤镁淋失的阻控潜力。本论文主要结果如下:（1）通过农户调研和土壤分析,评价了西南地区黄壤典型蔬菜辣椒-白菜轮作系统的养分平衡及土壤养分状况。研究区域露地菜田基本由水稻-油菜轮作系统转换而来,而当前露地蔬菜系统的产量水平低,但肥料投入数倍高于专家推荐施用量。过量施肥导致了菜地土壤的磷、钾、钙、镁养分富集,造成了系统磷素的高淋洗风险,土壤Ca Cl2-P显着增加的速效磷（Bray-P）临界值为104 mg kg-1。此外,菜地0-60 cm土层的土壤p H明显降低,随着蔬菜种植年限的增加,钙镁养分的累积显着缓解了耕层土壤的酸化;但底层土壤p H呈明显下降趋势。此外,受碳投入少、耕作频率高、以及亚热带高温高湿气候条件影响,菜地土壤的碳、氮均处于损耗状态,且C/N比随土层向下及种植年限的增加呈现显着下降趋势,由此将不可避免地导致土壤物理、化学和生物特性的下降,对蔬菜种植系统的持续性生产造成不利影响。此外,区域蔬菜系统的土壤镁素缺乏及交换性钾/交换性镁比例失衡问题突出。综上,区域传统农业管理条件下,西南地区黄壤集约化蔬菜种植已造成严重的菜地土壤退化现象和环境污染风险。因此,西南地区蔬菜集约化生产迫切需要合理的有机物料投入及氮磷镁肥管理策略,同时应注重农技服务的有效配伍,以达到蔬菜绿色生产及生态环境友好目标。（2）土施镁肥显着影响了辣椒产量及经济效益。本研究中,随施镁量的增加(0-67.5 kg ha-1),辣椒产量呈先增加后稳定的趋势。与对照相比,优化施镁可同步实现最高增产25.6%和增收40.1%。就产量构成来说,产量的增加依赖于单株挂果数和单果重的提高。镁肥对辣椒收获指数无明显影响,辣椒产量的增加可全部归功于植株生物量的提高。其中,辣椒开花坐果期前、后的植株生物累积量对产量的贡献率分别为9.85%-28.4%和71.6%-90.1%。本研究中,辣椒增产的植物营养学机制为:镁肥提高了开花坐果期的植株镁营养、叶片叶绿素含量及叶片光合,三者间的积极互馈共同促进了植株生物量的累积从而促使光合产物向果实的转移。但是,本试验条件下,由于植株土壤镁浓度与产量之间的关系均表现为极显着的线性正相关,尚无法建立高产辣椒体系的土壤交换性镁和植株镁临界值。说明辣椒产量仍有较大提升空间,而土壤交换性镁缺乏及土壤钾/镁比例失衡是限制其继续增产的两大限制因子。（3）本研究基于伤残调整寿命年（DALYs）评价框架,首次构建了成人镁、钾、钙、铁和维C营养素缺乏的健康评价方法,且初次评估了目前我国成年辣椒消费人群的健康负担为21.3百万DALYs lost;其中,由人体钙营养不良导致的致残寿命年损失贡献为75.3%,而镁、维C、铁和钾营养不良的贡献则分别为8.96%、7.45%、5.88%和2.42%。本试验条件下,随着施镁量的增加,辣椒果实镁和辣椒素（类）物质含量显着增加,但钙、锌和维C浓度显着降低,而对钾和铁无明显影响。在目前辣椒消费水平下,食用镁强化辣椒虽可增加人体镁营养摄入水平,但显着降低钙、锌和维C的摄入量。据DALYs模型计算,镁营养带来的健康效应远不足以抵消钙和维C摄入不足所造成的健康负担,所以辣椒生产系统中单施镁肥将加剧人体的健康负担。因此,在农业生产中,镁肥需要与微量元素肥料尤其是钙铁锌肥同时施用以保障粮食安全和人体健康的需求。（4）相比于对照,镁肥施用对大白菜收获期产量无明显影响,但能够分别显着提高镁营养、维C和水溶性蛋白含量53%、20.0%和57.9%,同时显着降低硝酸盐含量13.5%,综合营养品质获得显着提升。此外,本研究表明试验地存在轻度镉污染,但镁肥能显着抑制大白菜对重金属镉和镍的吸收累积,从而显着降低各消费人群的非致癌及致癌风险。进一步的讨论与分析表明,该区域大白菜生产系统的适宜施镁量为22.5-45 kg Mg ha-1。本研究结果将为土壤-作物系统的镁强化、农产品品质提升和人体健康风险管理提供有价值的理论指导和数据支撑。（5）当前农业生态系统中,巨大的土壤镁淋失是导致土壤-作物系统镁素缺乏的影响因素之一。全球尺度上,农田系统和果园种植系统的平均镁淋失量分别高达44.6 kg ha-1 season-1和103 kg ha-1 yr-1。尽管如此,绝大多数农户在实际的农业生产中却未重视镁肥的施用,忽视了镁素的归还,土壤镁养分随作物收获逐渐被损耗,加剧了系统的镁素缺乏。本田间试验条件下,西南地区黄壤上露地蔬菜辣椒-大白菜轮作系统的镁淋失量为33.9-74.2 kg ha-1 yr-1,与植株镁积累量相近,且随施镁量的增加线性增加。镁淋洗损失强度与集中降雨同步,故辣椒季贡献了65.4-74.4%的镁淋失量,而大白菜季和休耕期的贡献率相当。除降雨量外,土壤质地、施镁量和植株镁积累量等都是影响镁素淋失的重要影响因素。然而,当前种植体系下的土壤镁淋失并不会导致地下水硬度超标问题。基于优化产量和维持系统镁素平衡的施肥策略,辣椒和大白菜系统的适宜施镁量为62.1和21.8 kg Mg ha-1。在我国南方大田蔬菜种植体系中,协同改进镁肥施用类型（控释/缓释）和施用方式（土施+叶面喷施）,以及改良菜地土壤性质（SOC/p H）和系统管理措施,是进一步优化作物高产、减少镁肥投入和镁淋失量的潜在技术手段,也是实现全域农业绿色可持续发展的迫切需求。（6）镁肥土施(45 kg Mg ha-1)和0.5%浓度喷施均能显着提高西南地区黄壤上辣椒产量和果实镁营养,且效果相当。但相比于土施,0.5%浓度喷施提高了植株镁营养向果实的转移效率及辣椒的商品果率。受产量提升导致的“稀释效应”和镁参与相关生理过程的共同影响,土施和0.5%喷施显着降低了辣椒果实的钙、维C、硝酸盐和水溶性蛋白含量;但两处理的品质综合效应表现为:0.5%喷施≥土施。此外,相比于不施镁对照,土施能显着提高辣椒收获期耕层土壤的交换性镁浓度,而喷施处理则表现出损耗态势,0.5%浓度喷施处理对应的土壤交换性镁损耗速率为4 mg kg-1 season-1。若以维持基础土壤交换性镁含量不变为目标,每季至少需要以土施方式向当前土壤-辣椒系统额外补充10.8 kg Mg ha-1镁肥投入。由此一来,相比于45 kg Mg ha-1土施处理,上述组合式施镁策略能够在减施镁肥68.4%基础上获得同等辣椒品质和产量,或更高产量,同时降低镁淋失33.7%。因此,当前的农业管理措施除了需要综合考虑作物品质、产量和养分、土壤生产力及环境效应外;还需在作物生产系统的多指标优化镁肥管理中,加深对施镁量、施镁方式及其系统镁素平衡的理解。
王兰君[5]（2021）在《施用粪肥设施菜地土壤中抗生素抗性基因赋存特征和扩散机制》文中进行了进一步梳理细菌对抗生素产生抗性是全球人类和动物健康的最大威胁之一,抗生素抗性基因（Antibiotic resistance gene,ARGs）作为一种新型环境污染物成为关注热点。由于基因的水平和垂直转移,ARGs能借助可移动遗传元件（Mobile genetic elements,MGEs）在多种环境中传播扩散。畜禽养殖业广泛使用抗生素使畜禽粪便成为环境中抗生素抗性细菌（Antibiotic resistant bacteria,ARB）及其抗性基因的主要来源之一。设施蔬菜种植过程中粪肥施用量大、施用年限长,由ARGs引起的健康风险更值得关注。但目前对施用粪肥设施菜地中ARB及ARGs的赋存状况和传播风险缺乏系统的研究,ARGs传播扩散的影响因素以及在土壤-植物系统中迁移的影响机制不明晰。本研究以施用粪肥的设施菜地为研究对象,首先在山东省内设施菜地主要种植区域采集土壤样品,采用高通量定量PCR技术对土壤样品中的ARGs和MGEs进行了全面定量分析,以明确ARGs的赋存特征和潜在传播扩散机制;并运用平板计数和16S r RNA基因测序方法对土壤样品中的ARB进行了分离鉴定;通过分析土壤样品中的重金属含量和理化性质与ARB和ARGs的相关关系,探究设施菜地土壤中ARB和ARGs分布的环境影响因素;通过构建携带ARGs的RP4质粒在细菌间水平转移的模型,研究两类典型环境因子重金属（Cd和Pb）及盐分（NaCl和Na2SO4）对ARGs传播扩散的影响;根据环境因子对ARGs水平转移影响的试验结果,选择促进ARGs接合转移的Pb研究ARGs在施用粪肥设施土壤-植物系统中迁移的影响机制。主要研究结果如下:（1）定量检测了设施菜地土壤中的ARGs和MGEs,并分析了抗性检出机制。共检出9种主要分类的193个ARGs,其中多重抗药类、氨基糖苷类、大环内酯类-林肯酰胺类-链阳性菌素B类（Macrolide-lincosamide-streptogramin B,MLSB）和四环素类抗性基因是设施菜地土壤中的优势ARGs类型,如qac Edelta1-01、aad A1、aad A-01、aad A-02、aad A2-03、erm F、tet G-01、tet G-02和tet X等ARGs在设施菜地土壤中均有高频率和高丰度的检出。抗生素钝化和外排泵机制是设施菜地土壤中细菌产生抗性的主要作用机制。MGEs影响设施菜地土壤中各类ARGs的分布,其总相对丰度与氨基糖苷类、MLSB类、四环素类抗性基因的总相对丰度呈显着正相关关系,此外转座子Tp614与多种ARGs具有相关共生关系。不同类型ARGs之间也具有相关共生关系,如氨基糖苷类抗性基因和氯霉素类、MLSB类、磺胺类及四环素类抗性基因的总相对丰度具有显着相关性。土壤环境因子影响ARGs的分布,比如土壤中的有机质、总氮、总磷、p H及重金属（Cu、Zn、Cd、Pb）和各类ARGs的总相对丰度具有相关关系,冗余分析则表明设施菜地土壤中ARGs的分布受MGEs影响最显着。（2）分析了设施菜地土壤中可培养ARB的丰度和种类,探讨了ARB与环境因素的相关关系。土壤中细菌对不同抗生素的抗药率差异较大,总体上细菌对抗生素的平均抗药率顺序为磺胺二甲嘧啶>红霉素>万古霉素>氨苄青霉素>卡那霉素>环丙沙星>四环素>氯霉素。在土壤样品中共筛选出22个属共100株具有抗生素抗性的细菌,其中氨苄青霉素、氯霉素、四环素、万古霉素、磺胺二甲嘧啶、红霉素、环丙沙星和卡那霉素抗性细菌分别筛选出10、11、11、19、13、10、11和15株。在所有ARB中,假单胞菌属（Pseudomonas）和芽孢杆菌属（Bacillus）为优势菌属,分别对5种和8种抗生素具有抗性。根据种相似性鉴定结果,一些细菌对不同种类的抗生素均具有抗性,可能为多重ARB。土壤环境因子能够影响ARB的丰度,如土壤中的有机质、总氮、总磷、p H及重金属（Cu、Zn、Cd、Pb）和各类ARB丰度具有相关关系,其中p H主要和ARB丰度呈显着负相关关系。（3）研究了环境因子重金属（Pb和Cd）及盐分（NaCl和Na2SO4）对ARGs在同属大肠杆菌（Escherichia coli）之间水平转移的影响及可能的机制。结果表明,Cd、NaCl和Na2SO4在设置浓度范围内普遍降低了携带ARGs的RP4质粒在同属细菌之间的接合转移频率,NaCl和Na2SO4作用下供试细菌膜未发生明显变化,且供体菌氧化应激和SOS反应相关基因的m RNA表达水平下调,Cd降低RP4质粒接合转移则可能是因为对细菌的膜损伤较为严重。不同浓度的Pb均显着提高了携带ARGs的RP4质粒在同属细菌之间的接合转移频率,Pb促进ARGs水平转移的机制可能是Pb作用下受试菌株的细胞膜表面形成孔隙使细菌膜通透性增加及氧化应激和SOS反应相关基因的m RNA表达水平上调。（4）进一步研究了Pb对ARGs在施用粪肥设施菜地土壤-植物系统中迁移转化的影响。在设施菜地土壤、生菜根的内生菌和叶的内生菌中均检出多种ARGs,土壤中ARGs的相对丰度高于根内生菌,叶内生菌中ARGs的相对丰度最低。Pb在一定浓度范围内促进了多种ARGs在根内生菌中的富集以及促进β-内酰胺等类型的ARGs在土壤中的富集,但降低了叶内生菌中ARGs的总相对丰度。Pb影响土壤、根和叶中的微生物多样性,Pb处理后根的Chao1指数、Shannon指数和Simpson指数增加明显。Pb在设置浓度范围内明显改变了根的微生物群落多样性,且与ARGs总相对丰度变化一致,这可能是影响根中ARGs变化的重要原因。在所有样品中,MGEs总相对丰度与多种类型ARGs的总相对丰度之间具有显着相关关系,以及通过网络共现分析发现Pb作用下土壤、根和叶中一些MGEs、ARGs和细菌属具有显着相关共生关系,说明ARGs具有多种类的潜在宿主菌,同时MGEs可能影响土壤-植物系统中ARGs的迁移转化。本研究系统的探讨了施用粪肥设施菜地土壤中ARGs和ARB的赋存特征,明晰了设施菜地土壤理化性质和重金属污染对ARGs和ARB分布均有不同程度的影响,及MGEs在设施菜地土壤ARGs分布中的重要作用。环境因子NaCl和Na2SO4及Cd普遍降低了ARGs在同属细菌间的水平转移风险,而Pb在环境污染水平促进了ARGs在同属细菌间的水平转移及一些ARGs在蔬菜根内生菌和土壤中的富集和迁移。本研究结果可为设施菜地中ARGs传播扩散的风险评估提供依据。
周康宁[6]（2021）在《不同施肥制度对珠三角菜地土壤性状及蔬菜安全生产的影响研究》文中研究表明过量施肥会导致土壤性状恶化,加剧土壤养分的流失,同时造成农产品产量和养分含量下降,并对环境造成一系列影响,其中尤以面源污染问题较为突出,已成为阻碍我国农业可持续发展的重要障碍。因此,因地制宜开展蔬菜减量施肥研究,通过菜地化肥减量和化肥原料替代研究,减少肥料用量并提升肥料利用率,提高蔬菜产量,保障蔬菜安全生产,促进蔬菜产业科学绿色发展,具有重要的现实意义。本论文以珠三角地区受重金属轻度污染的菜地土壤为研究对象,通过盆栽试验,采用不同施肥方式附以钝化剂添加等措施开展蔬菜减肥增效模式的可行性研究,同时探讨不同处理下蔬菜重金属含量是否符合国家蔬菜安全生产标准。基于前期研究继续开展化肥减量、缓释肥替代常规化肥的珠三角菜地田间试验,主要结论如下:（1）盆栽试验表明,与常规施肥（CK）相比,30%减量施肥（CJ）处理对土壤p H、有机质、碱解氮、速效钾、有效磷没有显着影响,而施加缓释肥万里神农（WH）处理下土壤有机质含量较CK处理显着增加（P<0.05）,达19.65 g·kg-1。CJ处理对通心菜生长没有显着影响,而WH处理显着提升了通心菜（Ipomoea aquatica Forsk.）的株高。（2）盆栽试验中,同等施肥条件下（常规施肥;常规减量30%;缓释肥）,钝化剂的添加有助于提高土壤p H,降低菜地土壤中重金属Cd、As有效态含量及通心菜体内重金属含量。其中,WH3处理下（万里神农缓释肥搭配70%二水石膏+30%三氧化二铁）土壤重金属Cd的有效态含量降幅最大,达27.69%。CJ3（常规化肥减量30%搭配70%二水石膏+30%三氧化二铁）土壤重金属As的有效态含量降幅最大,达20.6%。不同处理下通心菜重金属Cd、As含量分别在0.163-0.186 mg·kg-1和0.344-0.365 mg·kg-1,对照国家食品安全标准,不同施肥模式下蔬菜的重金属含量均未超标,符合蔬菜安全食用标准。（3）田间试验中,常规施肥减量30%（CJ）处理下,第一季蔬菜黄瓜（Cucumis sativus L.）、苋菜（Amaranthus mangostanus L.）和苋菜-通心菜轮作体系下第二季蔬菜通心菜（Ipomoea aquatica Forsk）三种蔬菜的产量以及养分含量均未受到显着影响。常规化肥减量50%（CT）处理下各蔬菜地土壤的有效养分含量和蔬菜产量及养分含量均有一定程度下降。其中,当季作物中,瓜类蔬菜（黄瓜）产量显着下降,亩产仅为8084.7斤,降幅达12.5%,而叶菜类作物苋菜产量未有显着变化,轮作体系下第二季叶菜类作物通心菜的产量显着减少（P<0.05）。施加缓释肥（WH和EH）对土壤有效N、P、K含量未有明显影响,但能提高土壤p H和有机质含量,降低土壤中Cd的活性。其中,施加万里神农缓释肥（WH）对当季和轮作体系下第二季蔬菜产量均有提升效果,黄瓜,苋菜和通心菜产量分别提升10.8%,3%和2.1%,相较于常规施肥处理（CK）,能在施肥减量条件下保持乃至提高土壤的养分含量,并且有效提升蔬菜的养分含量和产量。（4）田间试验中,黄瓜,苋菜,通心菜的Cd含量分别在0.014-0.017 mg·kg-1,0.122-0.134 mg·kg-1和0.141-0.149 mg·kg-1,对照国家食品安全标准,重金属含量均未超标。
刘雅明,王祖伟,王子璐,刘晚晴[7]（2020）在《长期种植对设施菜地土壤中重金属分布的影响及生态风险评估》文中研究指明为探究长期种植对设施菜地土壤中重金属分布的影响,以天津市武清区设施菜地土壤为研究对象,采集不同种植年限（4、10、12和16 a）及不同土层（0～20、20～40和40～60 cm）的土壤样品,分析设施菜地土壤中重金属Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd和Pb的分布特征.结果表明:研究区设施菜地表层土壤（0～20 cm）中重金属含量顺序为Zn>Cr> Ni> Cu> Pb> As> Cd,重金属的形态以残渣态和铁锰氧化物结合态为主.与露天菜地土壤相比,设施菜地表层土壤中Cu、Zn和Cd的含量较高,Cr、Ni、As和Pb的含量较低.与深层土壤相比（40～60 cm）,Cu、Zn和Cd在表层土壤（0～20 cm）中明显富集,As、Pb、Cr和Ni的含量相对变化较小.随种植年限的增加,表层土壤中重金属含量整体呈"先上升后下降"的趋势.利用相关分析和主成分分析解析重金属来源,结果表明设施菜地土壤中Ni、As、Cr和Pb的来源为自然源,Cd、Zn和Cu的来源主要为人为源.运用Hakanson指数法对研究区土壤进行生态风险评估,结果表明,研究区综合潜在生态风险级别处于低等级,但Cd的生态风险级别相对较高,存在一定的生态风险,需引起关注.
韩瑜[8]（2020）在《广州土壤-作物体系中镉的富集迁移及健康风险评估》文中提出以广州市为主要研究区域,主要从土壤-作物体系（叶菜蔬菜、水稻）镉（Cd）的含量情况着手,利用单因子评价法、表面土壤重金属活性评价法、农产品安全性评价法,评价Cd在土壤-作物（叶菜蔬菜、水稻）中的污染情况,探索土壤-作物体系Cd的相关性以及富集迁移的规律,建立富集模型。最后,运用靶标危害系数法来评价研究区域居民通过食用叶菜蔬菜和稻米摄入Cd的健康风险。由于广州市最常食用的主食包括大米、肠粉、河粉等均是稻米制品,菜心、生菜等又是广州市餐饮习惯中最常出现的蔬菜品种之二,并且在众多研究中发现叶菜类是蔬菜中重金属富集浓度最高的品种。因此,选择水稻和菜心、生菜作为研究目标具有较好的典型性。经过分析研究,得到以下主要结论:1.Cd在采样研究区域耕地土壤中有一定的积累,Cd含量均超过了广东省土壤Cd的背景值。针对采样区域土壤-作物体系进行Cd污染评价发现,菜地土壤中59.259%处于优先保护类Ⅰ1,29.630%处于优先保护类Ⅰ2;水稻土壤中76.923%处于优先保护类Ⅰ1,23.077%处于优先保护类Ⅰ2,即这些耕地土壤的镉污染风险较低,可忽略。另菜地土壤中11.111%处于安全利用类Ⅱ1,即该类耕地土壤有一定的镉污染,但风险可控。农作物中,92.308%的稻米和88.889%的叶菜蔬菜Cd含量均未超国家食品安全Cd的限量值,即采样的农作物Cd污染风险较低。2.研究作物以及作物不同器官对土壤Cd的富集特点表现出一定的差异性和一致性:可食用部分中叶菜蔬菜对土壤Cd的富集能力强于稻米,水稻中则稻根对土壤Cd富集能力强于其他器官,但所有作物均对土壤氯化钙（Ca Cl2）提取态Cd富集能力最强,对总量Cd富集能力最弱。由此可以看出,Ca Cl2溶液能提取出土壤中最容易被作物富集的形态的Cd,总量Cd对于作物富集Cd的影响较小。同时,土壤Cd最容易在水稻根部富集,少量向上部迁移。构建土壤-作物体系中Cd的富集模型时发现:土壤-蔬菜体系Cd的富集模型拟合中土壤酸碱度（p H）对拟合系数的提高有较明显影响,土壤-水稻体系Cd的富集模型拟合中土壤p H、土壤有机碳含量（TOC）、土壤阳离子交换量（CEC）以及土壤颗粒含量均对拟合系数有逐步的提升,表明土壤理化性质对于土壤-作物体系中Cd的富集迁移有较明显的影响。3.成人和儿童经口摄入叶菜蔬菜和稻米Cd的健康风险评价中,成人的靶标危害系数（THQ,Target hazard quotients）值为THQveg-Cd=0.689、THQrice-Cd=0.199,儿童靶标危害系数值THQveg-Cd=1.507、THQrice-Cd=0.358。其中,儿童的THQ值均大于成人,说明儿童通过食用采集样品区域的叶菜蔬菜或稻米摄入Cd后可能造成的潜在非致癌健康风险较成人更大;儿童的THQveg-Cd>1,说明儿童通过食用采集样品区域的叶菜蔬菜摄入Cd可能存在潜在的非致癌健康风险,长期食用可能对身体造成危害,应予以关注。
李洋,张乃明,魏复盛[9]（2020）在《滇东镉高背景区菜地土壤健康风险评价与基准》文中认为以滇东土壤-蔬菜系统为研究对象,通过土壤-蔬菜点位协同采样,分析了菜地土壤和不同蔬菜中Cd的积累特征及健康风险状况,并应用物种敏感度分布曲线（SSD）法,拟合出土壤Cd污染的健康风险值.结果表明:滇东菜地土壤中镉的累积量中有60.3%的样点超过了污染筛选值,曲靖市的土壤Cd质量分数平均值较高;不同类别蔬菜吸收富集镉的能力不同,叶菜类和根茎类蔬菜对Cd有较强的吸收富集能力,超标率也相对较高,研究区采集到的23种蔬菜中出现镉超标的蔬菜有11种,但蔬菜总的超标率为18%;健康风险评价结果显示无论是对成人还是儿童均不存在非致癌健康风险,3类蔬菜的风险大小依次为叶菜类>根茎类>茄果（辣椒）类,研究区蔬菜中Cd对成人和儿童均不存在健康风险,儿童的Cd暴露风险高于成人;滇东蔬菜健康风险基准值是基于保护95%及5%的蔬菜品种安全所得的土壤风险值,种植根茎类蔬菜时,HC5=0.35mg/kg、HC95=2.8mg/kg;种植辣椒类蔬菜时,HC5=0.15mg/kg、HC95=8.7mg/kg;种植叶菜类蔬菜时,HC5=0.36mg/kg、HC95=13.8mg/kg.
贾中民[10]（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。
二、菜地土壤和蔬菜中几种重金属的分布特征（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、菜地土壤和蔬菜中几种重金属的分布特征（论文提纲范文）
（1）电子垃圾拆解周边区域土壤-蔬菜系统重金属污染特征、风险评价及安全利用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属的危害 |
| 1.1.2 土壤中重金属来源 |
| 1.1.3 中国土壤重金属污染现状 |
| 1.2 土壤污染及健康风险评价研究进展 |
| 1.2.1 土壤污染评价 |
| 1.2.2 健康风险评价 |
| 1.3 受污染耕地安全利用 |
| 1.3.1 植物修复及种植低积累作物 |
| 1.3.2 原位钝化修复 |
| 1.4 研究目的及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集、重金属测定及空间分析方法 |
| 2.2.1 土壤蔬菜样品采集 |
| 2.2.2 土壤蔬菜样品前处理及重金属含量测定 |
| 2.2.3 克里格插值方法 |
| 2.2.4 数据分析及图件绘制 |
| 第三章 研究区域土壤-蔬菜系统中重金属分布特征 |
| 3.1 土壤中重金属含量特征 |
| 3.2 蔬菜中重金属含量特征 |
| 3.3 蔬菜富集系数 |
| 3.4 土壤-蔬菜系统中重金属空间分布特征及来源识别 |
| 3.4.1 土壤-蔬菜系统重金属分布 |
| 3.4.2 土壤重金属来源识别 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 土壤环境与健康风险评价 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 单因子与内梅罗综合污染指数法 |
| 4.1.2 潜在生态风险评价 |
| 4.1.3 人体健康风险评价 |
| 4.2 土壤重金属污染评价结果 |
| 4.2.1 单因子及内梅罗综合污染评价 |
| 4.2.2 潜在生态环境风险评价 |
| 4.3 人体健康风险评价结果 |
| 4.3.1 非致癌风险评价 |
| 4.3.2 致癌风险评价 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 高风险蔬菜产地环境土壤的安全利用研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 生菜盆栽实验设计 |
| 5.1.2 土壤蔬菜中重金属测定 |
| 5.1.3 数据分析及图件绘制 |
| 5.2 不同钝化剂对土壤p H、重金属有效态的影响 |
| 5.3 不同钝化剂对生菜产量的影响 |
| 5.4 不同钝化剂对生菜地上、地下部分重金属含量的影响 |
| 5.5 健康风险评价 |
| 5.6 讨论 |
| 5.7 小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（2）产脲酶细菌联合羊粪有机肥阻控生菜吸收Cd和Pb效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 菜地土壤重金属污染的国内外现状 |
| 1.2 菜地重金属污染来源与危害 |
| 1.3 菜地重金属污染钝化修复方法 |
| 1.4 微生物菌剂的概况 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 南阳市郊区菜地重金属含量调查与产脲酶细菌的筛选 |
| 2.1 南阳市郊区菜地和蔬菜Cd、Pb污染分析与风险评价 |
| 2.1.1 样品的采集与处理 |
| 2.1.2 土壤理化性质的测定方法 |
| 2.1.3 土壤消解方法 |
| 2.1.4 蔬菜消解方法 |
| 2.1.5 土壤重金属环境质量评价标准 |
| 2.1.6 蔬菜重金属含量评价标准与方法 |
| 2.2 功能菌株的筛选 |
| 2.2.1 样品的采集与产脲酶菌株的筛选 |
| 2.2.2 菌株的重金属抗性测定 |
| 2.2.3 菌株重金属抗性的复筛 |
| 2.2.4 供试菌株的动态摇瓶与静态吸附实验 |
| 2.2.5 产IAA与铁载体的测定 |
| 2.2.6 供试菌株的生长曲线与产脲酶的能力测定 |
| 2.2.7 供试菌株抗生素与重金属Cd和Pb抗性的测定 |
| 2.2.8 供试菌株的菌落形态与革兰氏染色 |
| 2.2.9 供试菌株的鉴定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤p H和理化性质统计分析 |
| 2.3.2 土壤样品中Cd和Pb含量统计、地累积指数与风险评价 |
| 2.3.3 蔬菜样品中的Cd和Pb含量统计分析与评价 |
| 2.3.4 产脲酶菌株的筛选与重金属抗性的测定 |
| 2.3.5 菌株重金属抗性的复筛 |
| 2.3.6 供试菌株的动态摇瓶与静置吸附实验 |
| 2.3.7 产IAA与铁载体的测定 |
| 2.3.8 供试菌株的生长曲线与产脲酶能力的测定 |
| 2.3.9 供试菌株抗生素、重金属Cd和Pb抗性的测定 |
| 2.3.11 供试菌株的菌落形态与革兰氏染色 |
| 2.3.12 供试菌株的鉴定 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 章末小结 |
| 第三章 产脲酶功能菌株发酵培养基的优化与菌剂保藏工艺 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 供试菌株 |
| 3.1.2 培养基与药品 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 初始发酵培养基的筛选 |
| 3.2.2 基础发酵培养基的碳源选择 |
| 3.2.4 基础发酵培养基中离子的选择 |
| 3.2.5 响应面优化培养基成分 |
| 3.2.6 不同发酵条件对供试菌株发酵产量的影响 |
| 3.2.7 菌剂的制备与保藏工艺研究 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 初始发酵培养基的筛选 |
| 3.5.2 基础发酵培养基不同成分的筛选 |
| 3.5.3 响应面优化培养基成分 |
| 3.5.4 不同发酵条件对供试菌株发酵产量的影响 |
| 3.5.5 菌剂的制备与保藏工艺研究 |
| 3.6 讨论 |
| 3.7 章末小结 |
| 第四章 产脲酶细菌联合羊粪有机肥阻控生菜吸收重金属效应和机制 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 供试菌株 |
| 4.1.2 供试生菜品种 |
| 4.1.3 供试土壤 |
| 4.1.4 供试菌株培养与菌悬液的制备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 盆栽实验 |
| 4.2.2 生菜生物量与营养品质的测定 |
| 4.2.3 土壤BCR的测定 |
| 4.2.4 土壤pH与有机质测定 |
| 4.2.5 土壤脲酶活性的测定 |
| 4.2.6 土壤硝态氮与铵态氮的测定 |
| 4.3 结果分析 |
| 4.3.1 盆栽实验 |
| 4.3.2 生菜重金属含量的测定 |
| 4.3.3 不同处理对生菜生物量的影响 |
| 4.3.4 不同处理对生菜可食用部分品质的影响 |
| 4.3.5 土壤BCR的测定 |
| 4.3.6 不同处理对生菜根际土壤p H与有机质含量的影响 |
| 4.3.7 土壤脲酶活性的测定 |
| 4.3.8 土壤中铵态氮与硝态氮的测定 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 章末小结 |
| 总结与展望 |
| 本文创新之处 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（3）贵州毕节撒拉溪喀斯特石漠化治理示范区建设初期土壤环境质量评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景、目的与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外土壤重金属研究现状 |
| 1.2.1 土壤重金属污染评价研究 |
| 1.2.2 土壤-农作物系统中重金属迁移富集规律研究 |
| 1.2.3 土壤-农作物系统中重金属相关分析研究 |
| 1.2.4 基于人体健康风险评价 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2.研究区概况及实验方法 |
| 2.1 示范区地理概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 社会经济概况 |
| 2.2 样品采集、预处理及分析方法 |
| 2.2.1 土壤样品的采集 |
| 2.2.2 农作物样品的采集 |
| 2.2.3 土壤和农作物样品的预处理 |
| 2.2.4 土壤和农作物样品中元素含量分析方法 |
| 3.土壤重金属潜在风险评价方法的选择 |
| 3.1 土壤重金属潜在风险评价方法 |
| 3.1.1 单因子指数法 |
| 3.1.2 内梅罗综合污染指数法 |
| 3.1.3 富集因子法 |
| 3.1.4 Hakanson潜在生态风险评价模型探讨 |
| 3.2 健康风险评价模型 |
| 4.示范区土壤和农作物重金属含量特征 |
| 4.1 示范区土壤重金属含量描述性统计 |
| 4.2 示范区农作物重金属含量描述性统计 |
| 4.3 示范区土壤重金属单项污染指数评价 |
| 4.4 示范区土壤重金属综合污染指数法评价 |
| 4.5 示范区土壤重金属富集因子评价 |
| 4.6 示范区土壤重金属潜在生态风险评价 |
| 4.7 示范区土壤暴露人体健康风险评价 |
| 4.8 本章小结 |
| 5.示范区土壤重金属的来源及空间分布 |
| 5.1 示范区土壤重金属来源初步解析 |
| 5.1.1 土壤重金属元素相关分析 |
| 5.1.2 撒拉溪示范区土壤重金属元素主成分分析 |
| 5.2 示范区土壤重金属空间分布特征 |
| 5.2.1 半变异函数模型 |
| 5.2.2 示范区土壤重金属普通克里格插值分析 |
| 5.2.3 示范区土壤-农作物中重金属相关性分析 |
| 5.2.4 示范区土壤-农作物重金属的富集特征 |
| 5.3 本章小结 |
| 6.结论、不足与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得学术成果 |
| 致谢 |
（4）西南黄壤辣椒-白菜轮作系统的镁营养调控与品质效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 镁素与作物及人体健康 |
| 1.2 土壤-作物系统的镁缺乏现状 |
| 1.2.1 我国土壤镁养分状况 |
| 1.2.2 植物镁缺乏的影响因素 |
| 1.3 镁肥在农业生产中的应用现状 |
| 1.4 蔬菜生产及其营养地位 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 选题背景与依据 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.3.1 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤养分状况 |
| 2.3.2 土施镁肥对辣椒产量建成及经济效益的影响 |
| 2.3.3 土施镁肥对辣椒营养品质及人体健康效应的影响 |
| 2.3.4 土施镁肥对大白菜营养品质及健康风险的影响 |
| 2.3.5 西南黄壤上辣椒-大白菜轮作系统的镁淋失及平衡 |
| 2.3.6 镁肥施用方式对辣椒生产及土壤镁素转化的影响 |
| 2.4 技术路线 |
| 第3章 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤养分状况 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区域 |
| 3.2.2 农户生产调研与土壤取样 |
| 3.2.3 作物生产系统的养分平衡分析 |
| 3.2.4 土样分析 |
| 3.2.5 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 西南黄壤典型蔬菜系统的养分平衡状况 |
| 3.3.2 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤碳氮状况 |
| 3.3.3 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤有效磷状况 |
| 3.3.4 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤有效钾钙镁状况 |
| 3.3.5 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤pH状况 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 西南黄壤典型蔬菜轮作系统的养分平衡 |
| 3.4.2 菜地土壤碳氮对耕地利用变化的响应 |
| 3.4.3 菜地土壤磷对耕地利用变化的响应 |
| 3.4.4 菜地土壤pH对耕地利用变化的响应 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 土施镁肥对辣椒产量建成及经济效益的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验地 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品的采集和分析 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 镁肥对辣椒产量、产量构成、生物量和收获指数的影响 |
| 4.3.2 镁肥对辣椒植株镁浓度、镁累积量及收获期土壤交换性镁浓度的影响 |
| 4.3.3 辣椒产量和生物量对植株镁营养及土壤交换性镁浓度的响应 |
| 4.3.4 镁肥对辣椒叶片净光合速率和叶绿素含量的影响 |
| 4.3.5 镁肥对辣椒果实果形指数和经济效益的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 施用镁肥对辣椒生产的影响 |
| 4.4.2 基于高产的辣椒系统土壤交换性镁和植株镁临界值的建立 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 土施镁肥对辣椒营养品质及人体健康效应的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验地 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品的采集和分析 |
| 5.2.4 健康效应评价 |
| 5.2.5 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 镁肥对辣椒果实营养品质的影响 |
| 5.3.2 镁强化辣椒的摄入对相关营养素推荐摄入量的贡献 |
| 5.3.3 镁强化辣椒的人体健康效应 |
| 5.3.4 镁肥对辣椒果实辣椒素(类)物质浓度及其成人饮食摄入的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 辣椒果实镁和钙、锌、维C品质间的关系 |
| 5.4.2 施用镁肥对我国辣椒消费人群健康效应的影响 |
| 5.4.3 辣椒素(类)物质与人体健康 |
| 5.4.4 基于人体健康效应的辣椒镁肥管理启示 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 土施镁肥对大白菜营养品质及健康风险的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验地 |
| 6.2.2 试验设计 |
| 6.2.3 样品的采集和分析 |
| 6.2.4 健康风险评估 |
| 6.2.5 数据分析 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 镁肥对大白菜产量、生物量、镁吸收和相关营养品质的影响 |
| 6.3.2 镁肥对大白菜重金属浓度的影响 |
| 6.3.3 人体健康风险评估 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 施用镁肥对大白菜产量和营养品质的影响 |
| 6.4.2 施用镁肥对大白菜重金属浓度的影响 |
| 6.4.3 施用镁肥对摄食大白菜重金属健康风险的影响 |
| 6.4.4 大白菜生产中的镁肥管理 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 西南黄壤上辣椒-大白菜轮作系统的镁素淋洗损失及平衡 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 试验地 |
| 7.2.2 试验设计 |
| 7.2.3 地下淋溶原位监测装置的安装和样品采集 |
| 7.2.4 文献数据收集和分析 |
| 7.2.5 数据分析 |
| 7.3 结果 |
| 7.3.1 各生态系统的镁素淋失状况及主要影响因素 |
| 7.3.2 西南黄壤上辣椒-大白菜轮作系统的镁淋失状况 |
| 7.3.3 施用镁肥对蔬菜系统镁累积量及其土壤交换性镁浓度的影响 |
| 7.3.4 镁素平衡 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 主要露地生态系统的镁素淋洗和影响因素分析 |
| 7.4.2 基于优化产量和维持系统镁素平衡的露地蔬菜系统镁肥管理策略 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 镁肥施用方式对辣椒生产及土壤镁素转化的影响 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 材料与方法 |
| 8.2.1 试验地 |
| 8.2.2 试验设计 |
| 8.2.3 样品的采集和分析 |
| 8.2.4 相关计算 |
| 8.2.5 数据分析 |
| 8.3 结果 |
| 8.3.1 施镁方式对辣椒产量、产量构成、生物量和收获指数的影响 |
| 8.3.2 施镁方式对辣椒叶片叶绿素含量的影响 |
| 8.3.3 施镁方式对辣椒植株镁浓度和累积量的影响 |
| 8.3.4 施镁方式对辣椒营养品质的影响 |
| 8.3.5 施镁方式对辣椒收获期土壤镁形态转变的影响 |
| 8.4 讨论 |
| 8.4.1 辣椒产量和生物量 |
| 8.4.2 辣椒植株各器官镁的分配 |
| 8.4.3 辣椒营养品质及综合效应 |
| 8.4.4 镁肥管理启示 |
| 8.5 小结 |
| 第9章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 论文发表、获奖情况及参与学术活动情况 |
（5）施用粪肥设施菜地土壤中抗生素抗性基因赋存特征和扩散机制（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 抗生素主要类别及抗菌机制 |
| 1.2 环境中抗生素抗性基因问题 |
| 1.2.1 环境抗生素抗性基因概述 |
| 1.2.2 细菌抗生素抗性的产生机制 |
| 1.3 抗生素抗性基因的传播扩散机制及影响因素 |
| 1.3.1 可移动遗传元件介导抗生素抗性基因水平转移 |
| 1.3.2 抗生素抗性基因垂直增殖 |
| 1.3.3 抗生素抗性基因产生及传播扩散的影响因素 |
| 1.4 抗生素抗性基因在畜禽粪便-土壤-植物中的传播扩散和生态风险 |
| 1.4.1 畜禽养殖业抗生素抗性基因的污染状况 |
| 1.4.2 土壤中抗生素抗性基因的来源和污染状况 |
| 1.4.3 植物中抗生素抗性基因的来源和污染状况 |
| 1.4.4 人类暴露于环境抗生素抗性基因的风险 |
| 1.5 施用粪肥设施菜地土壤的典型特征 |
| 1.5.1 设施菜地种植现状 |
| 1.5.2 设施菜地土壤盐渍化状况 |
| 1.5.3 设施菜地土壤重金属污染状况 |
| 1.6 本研究的目的及意义 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 设施菜地土壤样品 |
| 2.1.2 试验所用菌株 |
| 2.1.3 主要仪器及设备 |
| 2.1.4 主要生化试剂及药品 |
| 2.1.5 试验所用引物信息 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 土壤样品采集方法 |
| 2.2.2 土壤样品理化指标分析 |
| 2.2.3 土壤样品重金属含量测定 |
| 2.2.4 设施菜地土壤中抗生素抗性基因和可移动遗传元件的定量检测 |
| 2.2.4.1 土壤样品总DNA提取 |
| 2.2.4.2 土壤样品中抗生素抗性基因和可移动遗传元件的定量检测 |
| 2.2.5 设施菜地土壤中抗生素抗性细菌筛选 |
| 2.2.5.1 筛选抗生素抗性细菌的抗生素种类 |
| 2.2.5.2 土壤样品中可培养细菌及抗生素抗性细菌计数 |
| 2.2.5.3 土壤样品中细菌的抗药率 |
| 2.2.5.4 土壤样品中抗生素抗性细菌的筛选鉴定 |
| 2.2.6 抗生素抗性基因在微生物间水平转移的影响机制 |
| 2.2.6.1 环境因子选择及浓度设置 |
| 2.2.6.2 构建RP4 质粒在同种菌属间接合转移模型 |
| 2.2.6.3 环境因子对RP4 质粒在同种菌属间接合转移频率的影响 |
| 2.2.6.4 验证接合子有效性 |
| 2.2.6.5 扫描电镜分析环境因子对接合体系细菌形态的影响 |
| 2.2.6.6 环境因子对细菌氧化应激和SOS反应基因m RNA表达的影响 |
| 2.2.7 抗生素抗性基因在设施菜地土壤-植物系统中迁移转化的影响机制 |
| 2.2.7.1 抗生素抗性基因在土壤-植物系统中迁移转化的盆栽试验 |
| 2.2.7.2 土壤和植物样品采集 |
| 2.2.7.3 土壤样品理化指标分析和重金属含量测定 |
| 2.2.7.4 土壤和植物样品中抗生素抗性基因和可移动遗传元件的定量分析 |
| 2.2.7.5 土壤和植物样品中细菌群落组成分析 |
| 2.2.7.6 高通量测序结果统计分析及数据可视化 |
| 2.3 试验数据处理与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 施用粪肥设施菜地土壤中抗生素抗性基因的赋存特征及影响因素 |
| 3.1.1 土壤样品的基本理化性质 |
| 3.1.2 土壤样品中重金属含量 |
| 3.1.3 土壤样品中抗生素抗性基因的多样性及分布情况 |
| 3.1.4 土壤样品中抗生素抗性基因的丰度 |
| 3.1.5 抗生素抗性基因与可移动遗传元件的相关性分析 |
| 3.1.6 抗生素抗性基因与环境因素及可移动遗传元件的相关性分析 |
| 3.2 施用粪肥设施菜地土壤中抗生素抗性细菌的赋存特征及影响因素 |
| 3.2.1 土壤样品中可培养抗生素抗性细菌的丰度 |
| 3.2.2 土壤样品中可培养抗生素抗性细菌的抗药率 |
| 3.2.3 土壤样品中可培养抗生素抗性细菌的鉴定 |
| 3.2.4 土壤样品中可培养抗生素抗性细菌多样性 |
| 3.2.5 抗生素抗性细菌分布与环境因素的相关性分析 |
| 3.3 环境因子对抗生素抗性基因在微生物间水平转移的影响机制 |
| 3.3.1 水平转移模型构建验证结果 |
| 3.3.2 环境因子对抗生素抗性基因接合转移频率的影响 |
| 3.3.3 环境因子对细菌细胞膜的影响 |
| 3.3.4 环境因子对细菌氧化应激和SOS反应基因表达的影响 |
| 3.4 抗生素抗性基因在设施菜地土壤-植物系统中迁移转化的影响机制 |
| 3.4.1 土壤样品中重金属含量 |
| 3.4.2 土壤和植物样品中抗生素抗性基因的数量变化 |
| 3.4.3 土壤和植物样品中抗生素抗性基因的丰度变化 |
| 3.4.4 土壤和植物样品中细菌群落多样性的变化 |
| 3.4.5 土壤和植物样品中优势细菌类群分布变化 |
| 3.4.6 抗生素抗性基因和可移动遗传元件的相关性分析 |
| 3.4.7 细菌群落与抗生素抗性基因和可移动遗传元件的共现模式 |
| 4 讨论 |
| 4.1 施用粪肥设施菜地土壤中抗生素抗性基因赋存特征及影响因素探究 |
| 4.1.1 设施菜地土壤中抗生素抗性基因的赋存特征 |
| 4.1.2 设施菜地土壤中抗生素抗性基因的传播扩散 |
| 4.1.3 影响设施菜地土壤中抗生素抗性基因分布的环境因素 |
| 4.2 施用粪肥设施菜地土壤中抗生素抗性细菌赋存特征及影响因素探究 |
| 4.2.1 设施菜地土壤中抗生素抗性细菌的赋存特征 |
| 4.2.2 影响设施菜地土壤中抗生素抗性细菌分布的环境因素 |
| 4.3 抗生素抗性基因在微生物间水平转移的影响机制探究 |
| 4.3.1 抗生素抗性基因水平转移的影响分析 |
| 4.3.2 抗生素抗性基因水平转移的影响机制 |
| 4.4 抗生素抗性基因在设施菜地土壤-植物系统迁移转化的影响机制探究 |
| 4.4.1 土壤和植物中抗生素抗性基因的分布特征 |
| 4.4.2 抗生素抗性基因和可移动遗传元件、细菌群落的关系 |
| 5 结论 |
| 6 创新点与不足之处 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（6）不同施肥制度对珠三角菜地土壤性状及蔬菜安全生产的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 农业面源污染概况 |
| 1.1.1 我国农业面源污染现状 |
| 1.1.2 珠三角农业面源污染现状 |
| 1.2 我国珠三角地区蔬菜种植现状 |
| 1.3 我国化肥的施用现状 |
| 1.4 缓释肥在农业中的应用 |
| 1.5 土壤重金属污染概况 |
| 1.5.1 土壤重金属污染的来源 |
| 1.5.2 土壤重金属污染的现状 |
| 1.5.3 土壤重金属污染的危害 |
| 1.6 土壤重金属污染修复技术 |
| 1.6.1 生物修复技术 |
| 1.6.1.1 微生物修复技术 |
| 1.6.1.2 植物修复技术 |
| 1.6.1.3 动物修复 |
| 1.6.2 物理修复技术 |
| 1.6.3 化学修复技术 |
| 1.7 石膏材料在土壤中的应用 |
| 1.8 研究内容及技术路线 |
| 1.8.1 立题依据 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 技术路线 |
| 1.8.4 论文创新点 |
| 2 施肥与钝化措施协同对菜地土壤性状及蔬菜生长的影响研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.1.1 供试石膏类钝化材料 |
| 2.1.1.2 供试肥料 |
| 2.1.1.3 供试植物 |
| 2.1.1.4 供试土壤 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.2.1 试验设计 |
| 2.1.3 测定项目与方法 |
| 2.1.3.1 土壤样品的测定 |
| 2.1.3.2 植物样品的测定 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 钝化修复与减量施肥措施协同对菜地土壤性状的影响 |
| 2.2.1.1 钝化修复与减量施肥措施协同对菜地土壤pH的影响 |
| 2.2.1.2 钝化修复与减量施肥措施协同对菜地土壤有效态养分含量的影响 |
| 2.2.1.3 钝化修复与减量施肥措施协同对菜地土壤有机质含量的影响 |
| 2.2.2 钝化修复与减量施肥措施协同对土壤Cd、As有效态的影响 |
| 2.2.3 钝化修复与减量施肥措施协同对通心菜生长的影响 |
| 2.2.4 钝化修复与减量施肥措施协同对通心菜植株体内养分含量的影响 |
| 2.2.5 钝化修复与减量施肥措施协同对植株体内Cd、As含量的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 不同钝化修复与减量施肥措施协同对土壤p H和 Cd、As有效态的影响 |
| 2.3.2 不同钝化修复和减量施肥措施协同对土壤养分的影响 |
| 2.3.3 不同钝化修复和减量施肥措施协同对作物生长的影响 |
| 2.4 小结 |
| 3 减量施肥对珠三角菜地土壤性状及蔬菜生产的影响研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验时间和地点 |
| 3.1.2 试验材料 |
| 3.1.2.1 供试肥料 |
| 3.1.2.2 供试植物 |
| 3.1.2.3 供试土壤 |
| 3.1.3 试验设计 |
| 3.1.4 测定项目与方法 |
| 3.1.5 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 减量施肥对菜地土壤性状的影响 |
| 3.2.1.1 减量施肥对菜地土壤pH的影响 |
| 3.2.1.2 减量施肥对菜地土壤碱解氮含量的影响 |
| 3.2.1.3 减量施肥对菜地土壤有效磷含量的影响 |
| 3.2.1.4 减量施肥对菜地土壤速效钾含量的影响 |
| 3.2.1.5 减量施肥对菜地土壤有机质含量的影响 |
| 3.2.2 减量施肥对土壤Cd有效态的影响 |
| 3.2.3 减量施肥对蔬菜生长的影响 |
| 3.2.4 减量施肥对蔬菜养分含量的影响 |
| 3.2.4.1 减量施肥对蔬菜体内氮含量的影响 |
| 3.2.4.2 减量施肥对蔬菜体内磷含量的影响 |
| 3.2.4.3 减量施肥对蔬菜体内钾含量的影响 |
| 3.2.5 减量施肥对蔬菜体内Cd含量的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 轮作体系下减量施肥对珠三角菜地土壤性状及蔬菜生产的影响研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验时间和地点 |
| 4.1.2 试验材料 |
| 4.1.2.1 供试肥料 |
| 4.1.2.2 供试植物 |
| 4.1.2.3 供试土壤 |
| 4.1.3 试验设计 |
| 4.1.4 测定项目与方法 |
| 4.1.5 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 轮作体系下减量施肥对菜地土壤性状的影响 |
| 4.2.1.1 轮作体系下减量施肥对菜地土壤pH的影响 |
| 4.2.1.2 轮作体系下减量施肥对菜地土壤有效态养分含量的影响 |
| 4.2.1.3 轮作体系下减量施肥对菜地土壤有机质含量的影响 |
| 4.2.2 轮作体系下减量施肥对土壤Cd有效态的影响 |
| 4.2.3 轮作体系下减量施肥对蔬菜生长的影响 |
| 4.2.4 轮作体系下减量施肥对蔬菜养分含量的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 研究结论及展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）长期种植对设施菜地土壤中重金属分布的影响及生态风险评估（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 样品采集及制备 |
| 1.3 样品分析方法 |
| 1.4 重金属污染潜在生态风险评价方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 设施土壤中重金属分布特征 |
| 2.1.1 设施菜地表层土壤中重金属含量分布特征 |
| 2.1.2 设施土壤中重金属的形态分布特征 |
| 2.2 设施土壤重金属的来源解析 |
| 2.3 设施菜地土壤重金属的潜在生态风险评估 |
| 3 讨论 |
| 3.1 设施菜地土壤中重金属累积的原因 |
| 3.2 设施菜地土壤中重金属形态的影响因素 |
| 4 结论 |
（8）广州土壤-作物体系中镉的富集迁移及健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景、目的与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 耕地土壤重金属污染风险评价研究 |
| 1.2.2 土壤-作物体系重金属富集模型研究 |
| 1.2.3 人体健康风险评价 |
| 第二章 研究区域、研究方法和技术路线 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 社会经济概况 |
| 2.2 采样与分析 |
| 2.2.1 采样布点 |
| 2.2.2 样品采集与前处理 |
| 2.2.3 样品测定分析 |
| 2.2.4 数据处理与分析 |
| 2.3 研究内容与技术路线 |
| 2.3.1 土壤-作物体系重金属的污染风险评价 |
| 2.3.2 土壤-作物体系中镉的富集 |
| 2.3.3 作物镉的健康风险评价 |
| 2.3.4 技术路线 |
| 第三章 土壤-蔬菜体系中镉的含量特征及富集 |
| 3.1 菜地土壤中镉的含量特征及污染评价 |
| 3.1.1 菜地土壤中镉的含量特征 |
| 3.1.2 菜地土壤中镉的污染评价 |
| 3.2 蔬菜中镉的含量特征及污染评价 |
| 3.2.1 蔬菜中镉的含量特征 |
| 3.2.2 蔬菜中镉的污染评价 |
| 3.3 土壤-蔬菜体系中镉的富集 |
| 3.3.1 土壤-蔬菜体系中镉的相关性及富集特征 |
| 3.3.2 土壤-蔬菜体系中镉的富集模型 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 土壤-水稻体系中镉的含量特征及富集 |
| 4.1 水稻土壤中镉的含量特征及污染评价 |
| 4.1.1 水稻土壤中镉的含量特征 |
| 4.1.2 水稻土壤中镉的污染评价 |
| 4.2 水稻中镉的含量特征及污染评价 |
| 4.2.1 水稻中镉的含量特征 |
| 4.2.2 水稻中镉的污染评价 |
| 4.3 土壤-水稻体系中镉的富集 |
| 4.3.1 土壤-水稻体系中镉的相关性及富集特征 |
| 4.3.2 土壤-水稻体系镉的富集模型 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 作物中镉的健康风险评价 |
| 5.1 叶菜蔬菜中镉的健康风险评价 |
| 5.2 稻米中镉的健康风险评价 |
| 5.3 小结 |
| 结论与讨论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 特点和不足 |
| 6.2.1 特点 |
| 6.2.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）滇东镉高背景区菜地土壤健康风险评价与基准（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 土壤及作物样品中Cd含量测定与数据处理土壤p H值采用p H计进行测定,水土质量比为 |
| 1.4 模型方法 |
| 1.4.1 重金属人体健康风险评价法 |
| 1.4.2 健康风险基准值推导方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 滇东蔬菜种植区土壤Cd的累积量 |
| 2.2 滇东菜地各类蔬菜Cd吸收累积差异与富集情况 |
| 2.3 蔬菜镉摄入的健康风险评价 |
| 2.4 蔬菜中Cd的敏感性分布(SSD)及健康风险基准值 |
| 2.4.1 菜地土壤镉健康风险基准值拟合 |
| 2.4.2 菜地土壤Cd健康风险基准值的应用 |
| 3 结论 |
（10）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 |
四、菜地土壤和蔬菜中几种重金属的分布特征（论文参考文献）
- [1]电子垃圾拆解周边区域土壤-蔬菜系统重金属污染特征、风险评价及安全利用研究[D]. 顾顺斌. 浙江大学, 2021
- [2]产脲酶细菌联合羊粪有机肥阻控生菜吸收Cd和Pb效应[D]. 蔡红. 南阳师范学院, 2021(11)
- [3]贵州毕节撒拉溪喀斯特石漠化治理示范区建设初期土壤环境质量评价研究[D]. 姚成斌. 贵州师范大学, 2021(12)
- [4]西南黄壤辣椒-白菜轮作系统的镁营养调控与品质效应[D]. 卢明. 西南大学, 2021
- [5]施用粪肥设施菜地土壤中抗生素抗性基因赋存特征和扩散机制[D]. 王兰君. 山东农业大学, 2021
- [6]不同施肥制度对珠三角菜地土壤性状及蔬菜安全生产的影响研究[D]. 周康宁. 浙江农林大学, 2021(07)
- [7]长期种植对设施菜地土壤中重金属分布的影响及生态风险评估[J]. 刘雅明,王祖伟,王子璐,刘晚晴. 天津师范大学学报(自然科学版), 2020(06)
- [8]广州土壤-作物体系中镉的富集迁移及健康风险评估[D]. 韩瑜. 华南理工大学, 2020(05)
- [9]滇东镉高背景区菜地土壤健康风险评价与基准[J]. 李洋,张乃明,魏复盛. 中国环境科学, 2020(10)
- [10]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