一、青藏铁路沿线土壤重金属的分布规律初探（论文文献综述）
孙靖越[1]（2021）在《高寒缺氧地区天然湿地处理铁路站段尾水特性及其微生物种群结构分析》文中研究说明近年来,青藏高原高寒缺氧地区作为生态敏感区,青藏铁路站段尾水难以找到合适的受纳水体,部分地区分散水体就近排放,这成为高寒缺氧地区水环境治理的一大挑战,尾水对受纳水体生态功能影响的相关研究也相对较少,这些问题值得引起广泛关注。本研究以2006年至今在察汗诺污水处理站附近稳定运行的天然湿地为研究对象,监测了该湿地对铁路沿线察汗诺污水处理站尾水的净污情况,通过高通量测序技术分别研究湿地系统游离型微生物和附着型微生物种群结构组成和多样性,对湿地中微生物群落和环境因子的相关性进行分析。主要研究成果如下:（1）污水处理站尾水流入察汗诺湿地后,对湿地净污效果进行分析,研究发现湿地末端COD浓度为34.62mg/L,NH4+-N和TN的浓度分别为0.03mg/L和0.42mg/L,TP浓度为0.36mg/L,水质达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）V类水。沉积物p H沿水流方向上逐渐降低,沉积物中总氮和总磷含量较高,且湿地初始位置与湿地末端中总氮和总磷分别存在显着差异（P<0.05）和极显着差异（P<0.01）。可以看出天然湿地对污水处理站尾水具有良好的净化效果,经过湿地处理后,湿地系统不同位置的沉积物中碳、氮、磷等生源物质出现了不同程度的差异。（2）察汗诺湿地系统中主要优势菌门有变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、放线菌门（Actinobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）和厚壁菌门（Firmicutes）等,游离型微生物中主要优势菌属有黄杆菌属（Flavobacterium,9.17%～30.01%）、Limnohabitans（5.33%～29.89%）、噬氢菌属（Hydrogenophaga,5.05%～13.43%）和Rhodoluna（2.40%～15.10%）等,附着型微生物中主要优势菌属为厌氧绳菌科未分类的菌属（Anaerolineaceae（f）,4.05%-9.57%）、硫杆菌属（Thiobacillus,0.95%～3.77%）和Bacteroidetes＿vadin HA17（f）（1.65%～2.92%）等。察汗诺湿地系统中微生物复杂且多样,仍存在大量微生物在属水平上无法鉴定,这些潜在的新物种有待后续研究。（3）微生物是湿地净化尾水过程的关键参与者。变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）广泛分布于水体和沉积物中,在全过程参与碳、氮和磷等物质循环,放线菌门（Actinobacteria）在湿地中间位置的水体中实现对死亡细菌和真菌的分解作用,厚壁菌门（Firmicutes）主要在沉积物中参与碳和氮循环,绿弯菌门（Chloroflexi）由于在凋落物分解过程发挥重要作用,相较于游离型微生物,附着型微生物中绿弯菌门（Chloroflexi）更为丰富。黄杆菌属（Flavobacterium）通过将降解有机物的产物作为反硝化过程的碳源在湿地中碳、氮和磷等物质循环方面起关键作用,厌氧绳菌科未分类的菌属（Anaerolineaceae（f））是附着型微生物中与生物膜的形成密切相关的优势物种。（4）相关性分析显示,总磷、总氮和氨氮对游离型微生物种群结构影响较大,总磷、总氮、p H和含水率对附着型微生物种群结构影响较大。研究发现,在附着型微生物中硫杆菌属（Thiobacillus）、Steroidobacteraceae（f）未培育菌属、红育菌属（Rhodoferax）和红环菌科（Rhodocyclaceae（f））未培育菌属与温度存在负相关性,在游离型微生物中红育菌属（Rhodoferax）和嗜氢菌属（Hydrogenophaga）均为具有脱氮功能的耐冷微生物,说明湿地系统中存在大量参与碳、氮和磷等物质循环并且适应高寒缺氧地区极端条件的菌属。
相江芸[2]（2020）在《格尔木市—格尔木河—达布逊湖潜在有毒元素（PTEs）物源甄别、污染及潜在生态风险评价》文中认为近年来,随着格尔木工业化、城市化进程加速以及察尔汗盐湖资源开发规模不断扩大,人类活动所引起的环境及生态问题也日益引起关注。发源于昆仑山的格尔木河作为连接格尔木市和察尔汗盐湖之间的水文通道,一方面为格尔木市的工业、农业及生活用水等提供保障,为察尔汗盐湖提供了70%的淡水补给,另一方面沿途流经区域的工业生产、交通运输、居民生活及农业活动等反过来也直接影响格尔木河,成为人类活动引起的各种潜在有毒元素（PTEs,Potentially Toxic Elements）的主要迁移通道。因此,为了更加科学、客观地评价该区域的环境现状以及甄别PTEs的迁移富集规律,本研究选取了格尔木市-格尔木河-达布逊湖为研究区,对获取的格尔木市62个表层土壤样、格尔木河9个采样点的表层沉积物样以及格尔木河汇入达布逊湖的河口1个沉积物柱进行了PTEs浓度空间分布、物源识别、沉积速率、磁学特征等分析,并利用富集因子（Enrichment Factor,EF）、地累积指数(Geoaccumulation Index,Igeo)、修正过的污染程度（modified Contamination Degree,m Cd）、污染负荷指数（Pollution Load Index,PLI）、潜在生态风险指数（Potential Ecological Risk Index,RI）等方法进行了污染及潜在生态风险评价,主要得到如下认识。1)对比标准化方法和相对累积频率曲线法确定的环境地球化学基线,通过与各背景值以及背景点取样的平均浓度进行对比,发现相对累积频率曲线法确定的基线值作为研究区域的环境地球化学基线值更为适宜。2)利用多种污染评价指标对区域进行污染评价,PLIzone均指示区域污染程度为中等。格尔木城区EF指示土壤中元素Cr强烈富集,Cu、Pb、Sb、Sn显着富集,As、Cd、In、P、Zn中度富集,Co、Ni、Tl和V轻微富集;Igeo指示Cr污染严重,Sb污染重,Cu、Pb、Sn污染偏重,As、Cd、In、Zn污染中度,Co、Ni、P、Tl、V污染程度中等;m Cd及PLI分别指示低-中等、低-较高污染。格尔木河及达布逊湖EF指示河流表层沉积物Cd、Ni、P轻微富集,Pb和Sb富集程度为无-轻微,河口柱状沉积物元素富集程度均为无-轻微;Igeo指示河流表层沉积物Cd、Cr、P污染程度为无-轻度,河口柱状沉积物As和Cd的污染程度为无-轻度,其他元素没有污染;m Cd均指示污染程度为无-很低;PLI均指示污染程度为低-中等。3)潜在生态风险评价结果表明除元素As、Co、Ni、V以外,整体随着格尔木市-格尔木河-达布逊湖潜在生态风险值降低。格尔木河及达布逊湖沉积物均具有低的潜在生态风险。格尔木市土壤As、Cu和Pb为低-中等的潜在生态风险,Cd和Cr为低-较高的潜在生态风险;区域尺度上生态风险指标RI指示低-较高生态风险,绝大多数区域生态风险低,但仍存在三个生态风险集中区:高生态风险区位于物流园（Ⅰ区）,影响元素主要为Cd、Cr、Pb、Cu,以Cd、Cr为主;中等生态风险集中区对应于格尔木火车站区域（Ⅱ区）以及工业园区域（Ⅲ区）,影响元素主要为Cd。污染及生态风险主要来源于交通运输以及工业生产。4)对比格尔木河上、中、下游以及汇入格尔木河的人工湖及溪流的元素含量,除元素P外,格尔木河中游的元素浓度、污染程度及生态风险均相对较低,指示河道清淤的治理效果较好。农业种植区临近格尔木河,此区间元素P浓度的持续升高可能与施用肥料等农业活动有关。PLIzone指示区域污染程度为格尔木市>达布逊湖>格尔木河,达布逊湖沉积物柱的表层样品浓度相对深部较低,同样证实了格尔木河清淤对PTEs的治理很有成效。5)多元统计分析结果表明土壤中除Co、Ni、Tl、V为自然来源外,其他元素均认为主要为人类活动输入,格尔木河及达布逊湖的人为来源元素为Cd和P。与青藏高原其他区域表层土壤中PTEs元素分布对比,应尤为注意区域的高Cd值以及交通运输所带来的PTEs富集。达布逊湖入湖口与青海湖流域河口对比,达布逊湖同样更多地需要主要考虑元素Cd的输入。6)对达布逊湖柱状沉积物利用210Pb进行测年,通过CIC模型计算出察尔汗达布逊湖百年内沉积速率为0.041cm/a。7)根据磁性大小研究区域明显为格尔木市>格尔木河>达布逊湖,磁性物质主要为不完整反铁磁性矿物,晶粒大小格尔木市主要为假单畴,格尔木河表层沉积物主要为多畴,察尔汗柱状沉积物主要为假单畴-多畴。格尔木市χ及SIRM对城市土壤污染有一定的指示作用,但不能依赖单一指标来指示污染程度;格尔木河由于河道治理清淤,来自格尔木市的PTEs的富集影响主要考虑在出格尔木市的区段,磁学参数χ、χARM、SIRM、HIRM指示元素浓度的增加具有一定的可行性;达布逊柱状沉积物磁学参数对PTEs元素变化指示性不强。
李雷明[3]（2020）在《青藏高原东北部土壤痕量元素环境地球化学行为》文中研究表明痕量元素因其来源广泛、存在形式多样、迁移转化规律复杂,已成为全球关注的热点问题。与青藏高原其它地区相比,青藏高原东北部受人为因素影响相对显着,但是对该地区中土壤痕量元素环境地球化学行为的研究却相对较少。基于此,本研究采集研究区土壤和植物样品各127件,考查了该地区表层土壤痕量元素的分布特征、来源和赋存形态,通过室内试验研究了不同环境条件对青藏高原东北部土壤痕量元素的影响,主要的研究结论如下:（1）碱性壤土广泛分布于研究区域,重金属平均值范围为0.2（Hg）～500.5（Cr）mg/kg,其中重金属Pb、Cd、Cr和Hg平均含量分别是背景值的7.2、9.1、6.9和8.0倍;土壤中稀土元素总量（REEs）为55.3～306.8 mg/kg,平均值达到178.6 mg/kg,其分布受土壤质地影响较大。土壤痕量元素地累积指数平均值范围为-0.9（Tm）～3.1（Pb）,富集因子平均值范围为1.0（Co）～8.4（Hg）,呈现显着空间变化特征。采用不同方法评估了研究区土壤痕量元素污染情况,污染程度修正指数范围为0.7～32.3,平均值为2.2,不同分区污染程度修正指数平均值范围为1.0（背景区）～7.0（矿业区）,痕量元素Cr、Hg、Zn、Pb和Cd是污染程度较高采样点的主要污染贡献因子;污染负荷指数评价值范围为0.8～2.3,结果显示工矿区土壤痕量元素污染最严重;内梅罗指数评价值的范围为1.1～378.3,除了背景区土壤痕量元素显示中度或低污染水平外,其余分区显示土壤痕量元素中度或重度污染。土壤痕量元素潜在生态风险值在75.3到14253.2之间变化,Hg和Cd是主要的生态风险贡献因子;不同分区的平均潜在生态风险值范围为113.6（背景区）～3166.6（矿业区）,工业区和矿业区生态风险非常高。不同分区植物痕量元素的平均值范围为0.0（Hg）～412.9（Cr）mg/kg,工业区植物中Co、Mo、Cr、Ni和Cu的平均含量高于其他分区,矿业区植物中Cd、Zn和Pb的平均含量高于其余分区。重金属的生物富集系数值范围为0.0～17.9,不同分区中Pb、Co、Sb和V的生物富集系数平均值均在0.3以下,Mo、Cd、Cu、Zn、Sn、Hg和Ni的生物富集系数平均值范围为0.5～1.6。研究区植物稀土元素平均含量依次为Tm<Lu<Tb<Ho<Eu<Yb<Er<Dy<Gd<Sm<Pr<Sc<Y<Nd<La<Ce。所有稀土元素的生物富集系数值范围为0.0～0.3,土壤中稀土元素向植物的迁移能力较弱。（2）研究区土壤中V、Cr、Cu、Sn、Sb和Hg的残渣态平均值均超过50%,土壤中Cr、Cu、Sn和Sb的释放潜力较弱,V可能表现出一定的生物利用度和毒性,Hg可能引发潜在的生态风险。Co、Ni、Zn、Mo、Cd和Pb主要的赋存形态为非残渣态,Co和Ni对土壤环境的变化比较敏感,容易迁移和转化,Mo和Cd对环境具有一定的潜在生态风险,Pb在还原条件下具有较高的潜在生态风险。土壤中重金属Pb、Mo、Co、Hg、Zn和V分别在23.5%、29.4%、17.6%、5.9%、5.9%和5.9%的采样点引发了较高的潜在生态风险。土壤中稀土元素残渣态中的比例较高,具有相对较低的生物利用度、毒性和潜在的生态风险。皮尔逊相关性分析、主成分分析和聚类分析表明研究区土壤Pb、Cu、Zn、Cd和Sn可能来源相同或相似。正定矩阵因子法分析痕量元素自然源平均贡献率为66.3%,人为源的贡献率为33.7%。研究区土壤样品的206Pb/207Pb变化范围分别是1.166～1.224,二元模型分析结果表明研究区土壤中人为铅的贡献率低于53.9%,农牧区人为因素对铅的平均贡献率为7.6%,工业区为23.3%,矿业区为27.6%,盐湖区为13.4%,工业区和矿业区平均的人为贡献比其他分区高。（3）实验室模拟不同环境条件对土壤Pb和Cr地球化学行为的影响。结果表明,冻融对土壤p H值、机械组成、阳离子交换量、土壤微观结构具有一定的影响,而对土壤官能团和矿物组成的影响不明显;土壤中Pb和Cr经冻融后,其赋存形态的总体分布趋势基本一致,但不同赋存形态的含量发生一定的变化,说明冻融循环能促进土壤中Pb和Cr不同赋存形态之间的转化;淋滤作用对土壤中Pb和Cr迁移有一定的影响,但不同分区土壤中Pb和Cr的淋滤率均不高。
苗毅,刘海猛,宋金平,戴特奇[4]（2020）在《青藏高原交通设施建设及影响评价研究进展》文中提出青藏高原是中国重要的生态安全屏障和战略资源储备基地,探究其交通设施建设及影响意义重大,梳理相关研究发现:①伴随宏观区域政策和主要交通设施建设,2000年后相关研究快速增长,中国科学院、交通类院校机构贡献突出;②交通设施建设研究主要包括冻土融化等因素的制约及对策,其综合交通运输体系发展历程及区域联系、可达性改善效果与空间特征等;③影响评价主要围绕生态环境和社会经济,结果分别以扰动生态系统、切割景观格局、改变物种习性等负效应和改变区域发展格局、带动旅游及相关产业等正效应为主,多维度、多尺度正负效应间呈差异化及多重反馈特征。伴随第二次青藏高原综合科学考察及第三极国家公园群、川藏铁路等建设,应进一步聚焦关键技术、交通体系同国家战略与区域功能的平衡、出行感知与综合可达性的结合、耦合视角下的综合影响机制梳理与分析框架构建等。
宋泽峰,石晓倩,张蒨,崔秋苹,崔邢涛,陈艳敏[5]（2019）在《2004—2013年石家庄市土壤铅元素分布变化》文中研究说明【目的】了解石家庄市区及周边土壤中的铅元素（Pb）在2004年至2013年10年内的空间分布变化情况。【方法】分别在2004和2013年,大密度采集石家庄市及周边区县表层（0～20 cm）土壤样品,测定Pb含量;统计对比10年间Pb元素的基本参数数据;利用ArcGIS 9.3软件进行空间分析,对比2个年份Pb的空间分布变化;利用地累积指数法评价2个年份的Pb污染状况。【结果】（1） 2004和2013年石家庄市区及周边区县土壤Pb含量均值变化较小,分别为23.04和24.31 mg/kg,但最大值和变异系数变化较大,最大值从59.50mg/kg增长到82.50 mg/kg,变异系数从20.23%增长到23.45%。（2）从2004到2013年,Pb的低含量土壤面积在缩小,高含量区域增加。显着低值区和低值区面积从545.10 km2减少到388.08 km2,高值区和显着高值区面积从545.10 km2增长到594.00 km2。（3）研究区Pb污染状况相对较轻但有所发展,2004年主要在石家庄市区存在轻度污染,但2013年时,正定新区出现了少量的中度污染,轻度污染在郊县地区也有所扩大。【结论】石家庄市区及周边土壤Pb的分布与当地主要经济建设活动有密切联系,Pb分布在时间序列上的变化反映了石家庄10年间的经济社会变化。
梁汝楠[6]（2019）在《BDE-99复合污染渗滤过程中的迁移转化机制及控制研究》文中认为为修复白洋淀淀中村搬迁遗留污染土地,针对重金属-有机物复合污染迁移转化规律不明晰的现状,以淀中村有机物BDE-99和重金属As复合污染作为主要研究对象,采用府河和潮白河的枯水期滨河带土壤为渗滤介质,通过静态吸附与动态迁移转化实验,研究土壤对BDE-99单一污染以及As-BDE99复合污染的吸附和迁移特性,以期找到不同土壤类型的吸附共性、污染物在土层中的迁移转化规律和具有降解功能的主要微生物群落,并构建生物炭复合土层强化土壤的吸附降解功能,以期减缓复合污染迹地对地下水的污染。研究结果表明,BDE-99的吸附动力学过程符合双室一级动力学模型,吸附容量与土壤比表面积与孔体积有关,快吸附对总吸附容量的贡献率较大;BDE-99在土壤中的吸附过程是放热反应,随温度的升高吸附平衡容量逐渐降低,解吸过程存在滞后性。当As与BDE-99共存时存在竞争吸附现象,主要表现为表面吸附点位之间的竞争以及与有机质结合的竞争,As的存在降低了土壤对BDE-99的吸附容量以及快吸附贡献率,促进了 BDE-99的解吸,且As的浓度越高对BDE-99在土壤中的吸附容量以及快吸附贡献率影响越大,BDE-99越容易解吸。淋溶土柱中,BDE-99的出水浓度随深度增加而降低,其代谢产物以BDE-28和BDE-47为主,并有少量高溴代产物BDE-154和BDE-153等的生成。微生物对BDE-99 的降解满足一级动力学过程,半衰期为 3 天左右,起主要降解作用的优势菌属为Bacillus、Methylophilus、Sphingomonas、Solirubrobacter 以及 Terrimonas,其中Methylophilus与Terrimonas的相对丰度分别增加了 32.5和18.3倍。无机阴离子-重碳酸盐共存促进了 BDE-99的生物降解作用,因为其可为BDE-99的降解提供电子受体,强化土柱下层生物代谢功能。重金属-As共存主要影响了土柱上层以吸附作用为主的淋溶过程,使土柱上层BDE-99出水浓度偏高,但对土柱出水浓度影响效果不显着。生物炭复合土层的构建强化了土壤的吸附和生物降解性能,对土壤微生物群落结构产生了一定的影响,提高了比例较大的、具有代谢功能的三个主要菌属Haliangium、Sphingomonas、和unidentifiedAcdobacteria的相对丰度。生物炭复合土层的构建可以有效减缓地下水污染,为修复复合污染工程迹地提供有效的工程措施。
刘扬[7]（2019）在《铁路沿线景观营造研究 ——以株洲县京广铁路段为例》文中研究说明随着铁路运输业的快速发展,铁路遍布全国各地成为首选出行交通工具之一。铁路发展带来了经济与便捷性,却对环境造成了不可逆的影响。铁路轨道的建设分割了完整的景观斑块使其成为孤岛,破坏了生态稳定性,阻碍了生物交流。铁路运营期间排放的废弃物与噪音成为影响环境质量的重要因素之一,使原本远离视线的铁路地带成为城市暗角。铁路沿线景观营造是符合当代城市绿地发展,具有较高的社会价值,它能够将城市与乡村连接统筹发展,更能够让铁路成为连接板块之间的绿色通道,加强生物交通,提高生态性与整体性。论文从生态视角出发,以株洲县京广铁路段沿线景观为契机,探讨铁路环境发展背景与国内外研究概况,明确研究的目的及意义,以生态学为基础,运用案例对比、文献查阅、实地调研法、专家打分法、层次分析法等对铁路景观进行全面的探讨,阐述铁路景观分类、铁路景观影响因素、铁路沿线自然景观特点、铁路附属设施景观特点等,分析青藏铁路、胶济铁路青岛段、李沧铁路、美国伯明翰铁路公园、塞默林铁路,构建景观营造策略,得出景观营造原则、内容等。最后将株洲县京广铁路段进行实例论证,以城市双修与撤县立区为背景,分析株洲县总体格局与现状布局,选取了16项研究指标,构建景观生态评价体系进行生态分析,分析得出:（1）株洲县京广铁路沿线生态良好,自然度较高,总体环境稳定,区域生产力以农业为主,人工干扰性程度高;（2）景观丰富度与复杂度值偏低,景观斑块类型简单,生态系统脆弱;（3）综合评价CEI指数分析表明林地景观基本保持原始生态格局;耕地与水域生态质量较好;城镇与道路景观CEI指数最低,生态环境较差,破碎度较高。之后,根据生态评价结果明确营造内容与要点,进行实际分析得出结论:通过对理论研究与实际案例的论证,铁路景观在建设初期应当通过科学分析现状格局,进行景观生态评价,科学规划线路,尽量减少对环境的伤害;以生态实用原则为基础,融入城市文化内涵,注重生态建设,不仅要保障居民通行的安全性,也要考虑将生物通行,提高环境稳定性;景观营造应当考虑视线的统一性,营造丰富的季节景观变化,根据不同的景观段设置相应的主题,达到丰富的景观效果等。
刘亚丽,王俊峰,吴青柏[8]（2018）在《多年冻土区线性工程的生态环境影响研究现状与展望》文中进行了进一步梳理在多年冻土区,线性工程（公路、铁路、输油管线、输电线路等）的修建和运营对沿途周边的冻土热状态、土壤理化性质、水文过程以及陆面过程产生显着影响,生态环境发生明显改变并对冻土的工程稳定性产生显着影响。冻土工程作用下的生态环境变化是冻土学近年来研究的热点之一,通过文献综述,对冻土区线性工程的主要特征,以及近几十年来工程影响下冻土环境和植被变化研究进展与现状进行了总结和归纳,在此基础上,探讨了多年冻土区工程建设存在的主要生态问题。目前,生态环境各要素对工程的反馈研究十分丰富,但是生态环境要素与工程相互作用的机理、过程的研究还需完善。在以后的研究中应重点拓展有效的监测手段,为冻土区生态环境监测和研究服务;同时,在深入理解寒区工程建设对生态环境作用机理、过程基础上,积极开展冻土区工程环境容量阈值评估以及生态环境变化预测研究,为寒区大规模工程建设与生态环境和谐发展提供理论支持与对策建议。
王桢[9]（2018）在《铁路沿线土壤重金属污染特征与来源分析》文中提出铁路交通是环境中重金属污染物的重要排放源之一,近年来铁路交通导致的重金属污染问题日益受到学者的关注。我国铁路交通发展迅速,因此需要科学研究与分析铁路运行对环境的影响,尤其是对土壤中重金属的影响,为铁路建设的发展决策提供有力的科学依据。日本的铁路建设属于世界先进水平。目前日本已经建成了总里程超过20000km,覆盖城市内部以及城市之间的相当成熟的铁路运输体系。悠久的运营历史和高密度的线路分布使得日本铁路适合作为研究铁路源重金属污染的对象,对我国铁路交通的发展有重要的参考价值。本论文运用系统科学理论与方法,选取日本6条铁路线——室兰本线、八高线、水郡线、越后线、总武本线和中央本线作为研究对象,采集沿线土壤样品,部分线路采集道路粉尘样品进行对比。对19种重金属（V、Cr、Mn、Fe、Co、Ni、Cu、Zn、Ga、As、Sr、Rb、Se、Mo、Cd、Sn、Ba、Pb、Bi）以及 5 种其他金属元素（Li、Na、Mg、Al、K）进行了总量及不同形态的含量分析,探索了铁路沿线土壤中重金属含量的分布特征和影响因素,并借助人工神经网络法建立铁路沿线土壤重金属含量预测模型。采用相关系数法,主成分分析法,聚类分析法,Pb稳定同位素法和克里金插值图解分析法对铁路沿线土壤中重金属进行了判源分析。通过富集因子分析、综合污染指数分析、地积累指数分析、潜在生态危害分析和健康风险评价,从污染程度、对生态影响、对人体健康影响3个方面对铁路沿线土壤样品中重金属进行评价。本论文获得如下结论:1、铁路沿线土壤中Cu、Pb等重金属含量超过日本土壤背景值。在6条线路沿线的土壤样品中,Cu和Pb含量超过了日本背景值,2种元素的变异系数都很大,Cu的变异系数从16.0%到175%,Pb的变异系数从18.3%到275%,表明这2种元素在铁路沿线土壤中的含量受到人为因素影响较大。除这2种元素外,各条线路沿线土壤中分别存在其他元素含量超过背景值。含量分析结果表明铁路沿线土壤中重金属含量不同程度超过土壤背景值,且与人为因素有一定关系。分步提取实验结果表明不同类型铁路沿线土壤中某些重金属的生物吸收性不同,铁路沿线土壤中大部分重金属生物吸收性较差,元素主要以残留态的形态存在于土壤中。2、富集因子分析表明,在每条线路沿线土壤中,重金属都存在污染。其污染程度随着采样点与铁路距离的增加而减轻,较为严重的污染多发生在距离铁路20m范围内。Zn在所有采样点都达到了中度污染水平,污染情况最为严重;其次是Cu,在室兰本线、八高线、和总武本线所有采样点的EF值≤2,达到污染水平。在水郡线和总武本线沿线,Pb在所有采样点得EF值≥2。表明铁路沿线土壤中存在重金属污染,其中Cu、Zn和Pb的污染程度较为严重。3、不同铁路沿线土壤中重金属分布存在差异,水郡线和八高线的沿线土壤中,元素的分布总体较为均匀。在其他线路的样品中,均有部分元素的含量与采样点与铁路的距离呈显着负相关。列车频次、机车动力类型、是否存在货运列车、土壤pH值、风向等因素都对铁路沿线土壤中重金属的分布产生影响。4、铁路沿线土壤重金属的BP神经网络预测模型除Cd外训练精度均较好。Cu、Zn、Mn、Cd、Sn和Pb的预测模型模拟精度较高,说明这几种元素含量与铁路运行的相关性较高。5、判源分析结果表明,土壤中Cu、Zn、Sn和Pb主要来源于铁路运行,同时也受到公路机动车运行的影响。其中相关分析结果表明,柴油机车铁路沿线和电力机车铁路沿线土壤样品中重金属的相关性不同。柴油机车铁路线中,室兰本线和水郡线几乎所有元素之间都存在显着相关。电力机车的3条铁路线中Cu、Zn、Se、Sn、Pb和Bi的相关系数较为显着,因此这6种元素在电力机车铁路沿线具有相同的人为源。主成分分析结果表明柴油机车沿线土壤重金属Fe、Cu、Zn、Mn、Cd和Pb的含量相关性明显,这些元素主要来自铁路的运行。电力机车沿线的主成分分析表明公路运行和铁路运行都是土壤中重金属的潜在污染源,Cu、Zn、Sn和Pb同时受到2种交通工具的影响,Cr则主要来源于铁路。聚类分析结果表明柴油机车铁路沿线样品中重金属含量在3条铁路线之间没有明显的相似性;电力机车沿线样品中Cu、Zn、Sn和Pb具有显着的相关性,处于同一组分类中,因此可能来自同一污染源。Pb稳定同位素的分析表明铁路对于沿线土壤中Pb的含量也有贡献,除此之外,公路对于土壤中重金属的含量也有影响。图解分析法表明,Cu、Zn、Sn和Pb这4种元素在所选的6条线路沿线土壤中,其高含量主要分布在距离铁路较近的区域,表明这些元素的来源主要为铁路的运行。6、综合污染指数分析结果表明,本论文所选择的铁路线沿线土壤中重金属对环境产生了污染,室兰本线、总武本线和中央本线的IPI平均值>3,属于重度污染;地积累指数分析表明,研究中各条线路沿线出现不同程度污染。污染最为严重的元素为Zn,其次严重的元素为Cu。地积累指数较高的样品主要集中在距离铁路20m范围内的样品中。7、本论文所选的6条线路的生态风险等级较高,总武本线的生态风险达到极强烈风险水平,中央本线为很强烈风险水平,其它线路均为强烈风险。单项潜在生态危害分析结果表明,Cd的潜在生态风险最大,Cu次之。铁路沿线土壤中重金属的单项和综合非致癌风险指数都小于1,非致癌健康风险可以忽略。除Cr外其他元素的致癌风险指数都小于国际辐射防护委员会所建议的标准值5.0×10-5,处于无致癌风险。6条线路的综合致癌风险指数都超过了 5.0×10-5。本论文中铁路沿线土壤中重金属存在较为严重的致癌风险。
关振寰[10]（2018）在《草地开垦及公路交通对青藏高原草地土壤退化的影响》文中研究说明草地开垦种植农作物在青藏高原有很长的历史,促进了人类在青藏高原的定居。草地开垦后土壤有机质含量显着降低,一般认为与植物有机碳输入的减少及耕作扰动导致的矿化加速有关。但是,是否在此过程中土壤微生物的代谢合成发生变化,土壤有机质含量的降低与微生物合成物质积累量的减少有关,此前未有报道。改革开放以来随着经济活动的增加,青藏高原地区交通运输发展非常快,而关于公路交通对草地土壤重金属积累的影响少有研究。本论文中我们以土壤非纤维素糖中的六碳糖（主要由微生物合成）与五碳糖（主要是植物来源）的含量和比例及氨基糖中的氨基葡萄糖（主要由真菌合成）和胞壁酸（主要由细菌合成）的含量和比例作为指示物,研究了草地开垦对土壤微生物代谢合成产物积累的影响。同时,我们在青藏高原研究了海拔及距离公路的远近对公路运输导致的重金属在草地土壤中的积累量及在土壤剖面分布的影响。在甘肃省甘南藏族自治州的八个地点（分别记做A、B、C、D、E、F、G和H,海拔变化在2745和3118之间）分别选择至少五十年以上开垦种植大麦和油菜的耕地和冬季放牧草地,进行采样。其中,在一个最具代表性的点（A点）进行了密集采样（Intensive sampling）,而在另外的七个点（B、C、D、E、F、G和H）进行了广泛采样（Extensive sampling）。主要研究结果为:（1）长期耕种导致总有机碳、微生物量碳、轻组（密度<1.8）有机碳、重组（密度>1.8）有机碳和总非纤维素糖碳含量在0–20 cm表层土壤中与草地相比降低了27%、54%、60%、24%和57%;土壤可矿化有机碳（培养时间30天）降低了44%。耕地中根系生物量也显着低于草地根系生物量。（2）耕地土壤中（半乳糖+甘露糖）/（阿拉伯糖+木糖）和（鼠李糖+岩藻糖）/（阿拉伯糖+木糖）的值较天然草地土壤下降26%。但是,我们研究发现半纤维素中的六碳糖和五碳糖的比例在天然草地植物和耕地作物间没有差异。（3）与天然草地土壤相比,耕地土壤中氨基糖碳总量下降了42%,对总有机碳的贡献率降低了22%,在耕地土壤中氨基葡萄糖/胞壁酸的值增加了102–136%。开垦不仅降低了耕地土壤微生物合成的有机化合物,而且使微生物群落中的细菌对有机质形成的贡献降低。（4）上述结果在另外七个广泛取样点全部得到验证。通过在青藏高原东部国道G212和G213沿线两侧,不同海拔高度,设置9条采样带;其中,在G212（海拔2643–2911 m）设置了4条采样带,在G213（海拔3163–3563 m）设置了5条采样带,每条采样带均在公路垂直方向由近到远等距设置了土壤采样点,每个采样点分层采集土壤样品;研究了Cu、Zn、Pb和Cd重金属在公路沿线两侧土壤剖面中的富集特征;评价了公路交通对沿线土壤的污染程度。主要结论为:（1）两条国道以及不同取样带之间的Cu、Zn、Pb和Cd的背景值（0–60 cm土层,400 m距离）存在很大的异质性。然而,重金属背景值在土壤空间中变化与取样区域的海拔高度变化无显着相关。（2）在国道G212和G213左右两侧距离国道5、10、20和50 m处,Cu、Zn和Pb的浓度普遍高于土壤重金属背景值。（3）金属Cd是受到公路交通影响的最敏感的元素。在距离公路20 m范围内的0–20 cm土层中,与其他三种重金属含量相比较,金属Cd出现显着的富集现象。（4）在距离国道400 m（远离公路交通源重金属污染）处的土壤表层（0–2cm）,Cu、Zn、Pb和Cd的浓度普遍高于深层土壤。这表明大气沉积等其他因素也是土壤表层重金属富集的主要途径。（5）污染指数（Cf）计算结果表明,在距离国道G212和G213 50 m范围内的土壤中,公路交通造成Cu、Zn和Pb的轻度污染（1≤Cf<3）,Cd污染主要发生在距国道较近的20 cm土层中,呈重度污染（1≤Cf<8）。与天然草地土壤相比,开垦降低植物合成有机碳向微生物合成有机碳的净转化效率,减少微生物代谢和产物在土壤中的积累,从而减少土壤稳定有机质形成过程中的微生物物质的输入量。细菌代谢合成物质降低的程度比真菌代谢合成物降低的程度更大。在青藏高原东部的国道沿线两侧土壤中,交通源重金属在土壤剖面中的富集至少达到了60 cm深,50 m远;对地形多变的山区土壤重金属污染程度的评价,背景值必须采用取样区域的实际测量值。
二、青藏铁路沿线土壤重金属的分布规律初探（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、青藏铁路沿线土壤重金属的分布规律初探（论文提纲范文）
（1）高寒缺氧地区天然湿地处理铁路站段尾水特性及其微生物种群结构分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 高寒缺氧地区生活污水排放与处理现状 |
| 1.1.1 高寒缺氧地区生活污水特点 |
| 1.1.2 高寒缺氧地区生活污水处理存在的问题 |
| 1.1.3 高寒缺氧地区生活污水处理现状 |
| 1.2 湿地处理的国内外研究进展 |
| 1.2.1 湿地处理国内研究进展 |
| 1.2.2 湿地处理国外研究进展 |
| 1.3 湿地中微生物的作用机理 |
| 1.4 高通量测序技术及其在水体净化中的应用 |
| 1.5 课题目的及意义 |
| 1.6 创新点 |
| 1.7 技术路线 |
| 2.高寒缺氧地区天然湿地净污效果分析 |
| 2.1 察汗诺站污水处理现状及选取理由 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 湿地水质分析 |
| 2.3.1 材料与方法 |
| 2.3.2 湿地水质特性分析 |
| 2.4 沉积物特性分析 |
| 2.4.1 材料与方法 |
| 2.4.2 沉积物特性 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 湿地系统微生物群落多样性分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品细菌DNA提取 |
| 3.1.2 illumina Mi Seq高通量测序 |
| 3.2 游离型微生物群落多样性分析 |
| 3.2.1 细菌群落丰富度和多样性 |
| 3.2.2 细菌群落相似性与差异性 |
| 3.2.3 微生物群落分类组成分析 |
| 3.3 附着型微生物群落多样性分析 |
| 3.3.1 细菌群落丰富度和多样性 |
| 3.3.2 微生物群落相似性与差异性 |
| 3.3.3 微生物群落分类组成分析 |
| 3.4 湿地中游离型物质和附着型物质微生物群落差异性分析 |
| 3.5 优势物种生态功能分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4.湿地微生物群落与环境因子相关性分析 |
| 4.1 湿地游离型物质微生物群落与环境因子相关性分析 |
| 4.2 湿地附着型物质微生物群落与环境因子相关性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5.结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（2）格尔木市—格尔木河—达布逊湖潜在有毒元素（PTEs）物源甄别、污染及潜在生态风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 研究现状及进展 |
| 1.2.1 ~(210)Pb_(ex)测年研究现状及进展 |
| 1.2.2 环境磁学研究现状及进展 |
| 1.2.3 地球化学基线研究现状及进展 |
| 1.2.4 PTEs研究现状及进展 |
| 1.2.5 区域PTEs污染研究现状及进展 |
| 1.3 研究目的及研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 创新点 |
| 第2章 研究区概况及取样测样方法 |
| 2.1 区域概况 |
| 2.2 区域气象及水文条件 |
| 2.3 数据资料收集及野外工作 |
| 2.3.1 样品采集 |
| 2.3.2 样品处理与测试 |
| 第3章 研究方法及原理 |
| 3.1 ~(210)Pb_(ex)测年 |
| 3.2 污染及生态风险评价指标 |
| 3.2.1 地球化学基线 |
| 3.2.2 污染评价指标及方法 |
| 3.2.3 生态风险评价指标及方法 |
| 3.3 基于多元统计分析的物源识别 |
| 3.4 环境磁学 |
| 第4章 格尔木市土壤PTEs分布及潜在生态风险评价 |
| 4.1 元素空间分布 |
| 4.2 环境地球化学基线 |
| 4.3 污染及生态风险评价 |
| 4.4 基于多元统计分析的物源解析 |
| 4.5 磁学响应 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 格尔木河表层沉积物PTEs分布及潜在生态风险评价 |
| 5.1 元素空间分布 |
| 5.2 污染及生态风险评价 |
| 5.3 基于多元统计分析的物源解析 |
| 5.4 磁学特征 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 达布逊湖柱状沉积物PTEs分布及潜在生态风险评价 |
| 6.1 沉积速率 |
| 6.2 元素空间分布 |
| 6.3 污染及生态风险评价 |
| 6.4 基于多元统计分析的物源甄别 |
| 6.5 磁学特征 |
| 6.6 小结 |
| 第7章 对比分析 |
| 7.1 区域研究结果对比分析 |
| 7.2 青藏高原PTEs分布对比 |
| 7.3 小结 |
| 第8章 结论及展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与科研成果 |
（3）青藏高原东北部土壤痕量元素环境地球化学行为（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 青藏高原土壤痕量元素研究现状 |
| 1.2.1 青藏高原土壤重金属研究现状 |
| 1.2.2 青藏高原土壤稀土元素研究现状 |
| 1.3 土壤痕量元素环境地球化学行为研究现状 |
| 1.3.1 土壤痕量元素赋存状态及生物有效性研究现状 |
| 1.3.2 土壤痕量元素溯源研究现状 |
| 1.3.3 不同环境条件下土壤中痕量元素迁移和模拟研究现状 |
| 1.4 研究目标和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容和目标 |
| 1.4.2 拟解决的科学问题及技术路线 |
| 第2章 研究内容和方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 土壤和植物样品采集 |
| 2.3 土壤基本理化性质分析 |
| 2.4 痕量元素分析 |
| 2.4.1 土壤和植物痕量元素含量分析 |
| 2.4.2 土壤痕量元素赋存形态分析 |
| 2.4.3 土壤痕量元素同位素分析 |
| 2.5 不同环境条件影响下土壤模拟分析 |
| 2.5.1 冻融实验 |
| 2.5.2 淋滤实验 |
| 2.5.3 不同环境条件影响下土壤分析和表征 |
| 2.6 痕量元素评估方法 |
| 2.6.1 土壤污染评估方法 |
| 2.6.2 土壤生态风险评估方法 |
| 2.6.3 植物累积评估方法 |
| 2.6.4 稀土元素分析方法 |
| 第3章 青藏高原东北部土壤痕量元素分布特征和影响因素 |
| 3.1 研究区土壤基本理化性质 |
| 3.2 研究区土壤痕量元素的分布特征 |
| 3.2.1 研究区土壤重金属含量和分布特点 |
| 3.2.2 研究区土壤稀土元素含量和分布特征 |
| 3.2.3 研究区土壤痕量元素地累积指数分析 |
| 3.2.4 研究区土壤痕量元素富集因子分析 |
| 3.2.5 研究区土壤痕量元素污染综合评估 |
| 3.3 研究区土壤痕量元素生态风险评估 |
| 3.4 研究区植被痕量元素含量和富集特性研究 |
| 3.4.1 研究区植被重金属含量和富集特征 |
| 3.4.2 研究区植被稀土元素含量和富集特征研究 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 青藏高原东北部土壤痕量元素赋存形态及来源解析 |
| 4.1 研究区土壤痕量元素赋存形态研究 |
| 4.1.1 土壤重金属赋存形态 |
| 4.1.2 青藏高原东北部稀土元素赋存形态 |
| 4.2 研究区土壤痕量元素风险评价指数分析 |
| 4.3 研究区土壤痕量元素溯源分析 |
| 4.3.1 多元统计分析 |
| 4.3.2 PMF模型来源解析 |
| 4.3.3 铅同位素溯源分析 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 不同环境条件影响下土壤Pb和Cr地球化学行为特征 |
| 5.1 冻融对土壤Pb和Cr地球化学行为的影响 |
| 5.1.1 冻融对土壤基本理化性质的影响 |
| 5.1.2 冻融对土壤Pb和Cr赋存形态的影响 |
| 5.2 淋滤对土壤Pb和Cr含量的影响 |
| 5.2.1 淋滤液的pH的变化规律分析 |
| 5.2.2 淋滤液中Pb和Cr含量变化规律分析 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 图 |
| 附录 表 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间的学术论文研究成果 |
（4）青藏高原交通设施建设及影响评价研究进展（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 研究文献的计量分析 |
| 3 制约因素与交通体系发展研究 |
| 3.1 主要制约因素与对策 |
| 3.2 交通设施建设与空间格局 |
| 4 区域影响评价研究 |
| 4.1 生态环境影响 |
| 4.1.1 扰动水土气生态系统，但也存在正效应 |
| 4.1.2 沿线景观格局呈破碎化，植被覆盖明显受损 |
| 4.1.3 改变野生动物习性，但物种间有差异 |
| 4.2 社会经济影响 |
| 4.2.1 改变区域发展格局 |
| 4.2.2 带动旅游及相关产业发展 |
| 4.3 不同区域影响及关联性 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
（5）2004—2013年石家庄市土壤铅元素分布变化（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 样品采集与测试 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 基本统计 |
| 2.2 空间分布 |
| 2.3 地累积指数污染评价 |
| 3 讨论 |
| 3.1 城市土地利用与土壤Pb的关系 |
| 3.2 农田区Pb含量变化较小的原因 |
| 4结论 |
（6）BDE-99复合污染渗滤过程中的迁移转化机制及控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景及课题来源 |
| 1.2 复合污染工程迹地 |
| 1.3 BDE-99环境行为研究 |
| 1.3.1 BDE-99理化特性 |
| 1.3.2 BDE-99危害及来源 |
| 1.3.3 BDE-99降解途径 |
| 1.3.4 BDE-99环境行为 |
| 1.4 共存污染物对BDE-99影响研究 |
| 1.4.1 共存无机阴离子影响 |
| 1.4.2 共存重金属影响 |
| 1.5 复合土层强化污染降解研究 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验器材与试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 检测与分析方法 |
| 2.2.1 BDE-99检测方法与标准曲线 |
| 2.2.2 As检测方法 |
| 2.2.3 微生物检测分析方法 |
| 2.3 土壤样品的采集与理化性质分析 |
| 2.3.1 土壤样品的采集 |
| 2.3.2 土壤样品理化性质分析 |
| 2.4 生物炭样品的制备与理化性质分析 |
| 2.5 静态实验方法 |
| 2.5.1 吸附动力学实验 |
| 2.5.2 吸附-解吸热力学实验 |
| 2.5.3 竞争吸附实验 |
| 2.5.4 微生物降解实验 |
| 2.6 动态迁移转化实验 |
| 2.6.1 模拟系统淋溶土柱参数设置 |
| 2.6.2 淋溶土柱模拟系统方案设计 |
| 2.6.3 淋溶土柱模拟系统水样处理 |
| 3 土壤对BDE-99的静态吸附/解吸及生物降解特性研究 |
| 3.1 吸附动力学研究 |
| 3.2 吸附-解吸热力学研究 |
| 3.2.1 吸附-解吸等温线 |
| 3.2.2 吸附热力学 |
| 3.2.3 解吸滞后性 |
| 3.3 竞争吸附研究 |
| 3.3.1 竞争吸附动力学 |
| 3.3.2 竞争吸附热力学 |
| 3.3.3 竞争吸附解吸研究 |
| 3.4 生物降解过程研究 |
| 3.4.1 BDE-99生物降解效果 |
| 3.4.2 共存污染物As对BDE-99生物降解的影响研究 |
| 3.4.3 生物降解过程中微生物群落与多样性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 BDE-99动态迁移转化及复合土层效果强化去除研究 |
| 4.1 BDE-99动态迁移转化动力学 |
| 4.2 BDE-99动态生物降解 |
| 4.3 BDE-99微生物群落结构分析变化特征 |
| 4.4 复合土层对BDE-99迁移转化过程影响研究 |
| 4.4.1 复合土层对BDE-99吸附动力学的影响 |
| 4.4.2 复合土层对土壤微生物群落结构的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 共存污染物对BDE-99迁移转化影响研究 |
| 5.1 重碳酸盐对BDE-99迁移转化过程影响 |
| 5.1.1 重碳酸盐对BDE-99迁移过程影响 |
| 5.1.2 重碳酸盐对BDE-99代谢途径影响 |
| 5.1.3 复合土层对BDE-99和重碳酸盐共存迁移转化过程研究 |
| 5.1.4 重碳酸盐及复合土层对微生物群落结构影响 |
| 5.2 As对BDE-99迁移过程影响 |
| 5.2.1 As对BDE-99迁移过程溶液中污染物浓度影响 |
| 5.2.2 复合土层对BDE-99和As共存迁移过程研究 |
| 5.2.3 As及复合土层对微生物群落结构影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 副导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（7）铁路沿线景观营造研究 ——以株洲县京广铁路段为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 铁路运输业的快速发展 |
| 1.1.2 对生态环境的影响 |
| 1.1.3 城市文化的重要性 |
| 1.2 国内外理论研究 |
| 1.2.1 国外理论研究 |
| 1.2.2 国内理论研究 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.4 研究内容及研究对象 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究对象 |
| 1.5 研究方法与技术路线 |
| 1.5.1 研究方法 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 铁路沿线景观营造理论基础及特征分析 |
| 2.1 相关概念 |
| 2.1.1 景观 |
| 2.1.2 绿道 |
| 2.1.3 线性景观 |
| 2.1.4 生态廊道 |
| 2.1.5 铁路景观 |
| 2.1.6 铁路景观生物通道 |
| 2.2 理论基础 |
| 2.2.1 景观规划理论 |
| 2.2.2 景观美学理论 |
| 2.2.3 景观生态学理论 |
| 2.2.4 恢复生态学 |
| 2.3 铁路景观特征分析 |
| 2.3.1 铁路景观的分类 |
| 2.3.2 铁路景观干扰因素分析 |
| 2.3.3 铁路沿线自然景观特点 |
| 2.3.4 铁路附属设施景观特点 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 铁路沿线景观营造案例与营造策略研究 |
| 3.1 国内外实践案例研究 |
| 3.1.1 国内实践案例 |
| 3.1.2 国外实践案例 |
| 3.2 铁路沿线景观营造策略 |
| 3.2.1 景观营造原则 |
| 3.2.2 景观营造内容 |
| 3.2.3 铁路景观营造要素分析 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 株洲县京广铁路沿线景观生态评价 |
| 4.1 铁路沿线景观生态评价体系构建 |
| 4.2 铁路沿线景观生态评价体系指标确立 |
| 4.3 铁路沿线景观生态评价结果分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 株洲县京广铁路段沿线景观营造研究 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.1.1 城市双修与农村双改 |
| 5.1.2 撤县设区 |
| 5.2 研究概况 |
| 5.3 株洲县京广铁路段沿线景观现状分析 |
| 5.3.1 总体格局分析 |
| 5.3.2 现状布局与生态现状分析 |
| 5.3.3 现状总结 |
| 5.4 株洲县京广铁路段景观营造要点 |
| 5.4.1 增强区域整体性 |
| 5.4.2 修复沿线生态系统 |
| 5.4.3 构建城市感知体系 |
| 5.4.4 塑造特色建筑风貌 |
| 5.5 京广铁路段沿线总体景观营造研究 |
| 5.5.1 京广铁路段总体营造内容 |
| 5.5.2 京广铁路段总体平面 |
| 5.5.3 京广铁路段分区设计 |
| 5.5.4 京广铁路段专项设计 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
| 致谢 |
（8）多年冻土区线性工程的生态环境影响研究现状与展望（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 多年冻土区线性工程的主要特征 |
| 2 线性工程影响下的寒区土壤环境变化 |
| 2.1 水热过程变化 |
| 2.2 冻土上限深度变化 |
| 2.3 土壤理化性质变化 |
| 3 线性工程影响下的植被变化 |
| 3.1 植被种群结构变化 |
| 3.2 植被物种多样性变化 |
| 3.3 植被生物量变化 |
| 4 展望 |
（9）铁路沿线土壤重金属污染特征与来源分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 铁路源重金属污染 |
| 1.2.2 其他交通工具源重金属污染 |
| 1.2.3 重金属污染判源方法 |
| 1.2.4 重金属污染评价方法 |
| 1.2.5 重金属环境风险评价方法 |
| 1.2.6 铁路沿线重金属污染研究存在问题 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 创新性 |
| 第2章 研究对象与研究方法 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.1.1 研究铁路概况 |
| 2.1.2 采样地概况 |
| 2.1.3 样品采集 |
| 2.2 样品预处理 |
| 2.2.1 pH检测预处理 |
| 2.2.2 含量测定预处理 |
| 2.2.3 分步提取实验 |
| 2.3 重金属含量测定方法 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 2.4.1 重金属含量分析方法 |
| 2.4.2 重金属含量预测模型构建方法 |
| 2.4.3 重金属来源判定方法 |
| 2.4.4 重金属污染和风险评价方法 |
| 第3章 铁路沿线土壤重金属含量和富集因子分析 |
| 3.1 铁路沿线土壤及其他样品中重金属含量 |
| 3.1.1 室兰本线沿线样品中重金属含量 |
| 3.1.2 水郡线沿线样品中重金属含量 |
| 3.1.3 八高线沿线样品中重金属含量 |
| 3.1.4 越后线沿线样品中重金属含量 |
| 3.1.5 总武本线沿线样品中重金属含量 |
| 3.1.6 中央本线沿线样品中重金属含量 |
| 3.1.7 山手线沿线样品中重金属含量 |
| 3.2 铁路沿线土壤重金属的生物吸收性分析 |
| 3.3 铁路沿线土壤重金属富集因子评价 |
| 3.3.1 室兰本线沿线土壤重金属的富集因子分析 |
| 3.3.2 八高线沿线土壤重金属的富集因子分析 |
| 3.3.3 水郡线沿线土壤重金属的富集因子分析 |
| 3.3.4 越后线沿线土壤重金属的富集因子分析 |
| 3.3.5 总武本线沿线土壤重金属的富集因子分析 |
| 3.3.6 中央本线沿线土壤重金属的富集因子分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 铁路沿线重金属分布特征与影响因素 |
| 4.1 铁路沿线土壤重金属空间分布特征 |
| 4.2 铁路沿线土壤重金属空间分布影响因素 |
| 4.2.1 铁路运行技术参数对重金属分布的影响 |
| 4.2.2 环境因素对重金属分布的影响 |
| 4.3 铁路沿线土壤重金属含量的神经网络模拟 |
| 4.3.1 模型的构建 |
| 4.3.2 神经网络的训练 |
| 4.3.3 神经网络的泛化与预测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 铁路沿线土壤中重金属判源分析 |
| 5.1 相关系数分析 |
| 5.2 主成分分析 |
| 5.3 系统聚类分析 |
| 5.4 Pb稳定同位素分析 |
| 5.5 空间分布图解分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 铁路沿线土壤重金属污染和风险评价 |
| 6.1 铁路沿线土壤重金属综合污染指数评价 |
| 6.2 地积累指数评价 |
| 6.2.1 室兰本线沿线土壤重金属的地积累指数分析 |
| 6.2.2 八高线沿线土壤重金属的地积累指数分析 |
| 6.2.3 水郡线沿线土壤重金属的地积累指数分析 |
| 6.2.4 越后线沿线土壤重金属的地积累指数分析 |
| 6.2.5 总武本线沿线土壤重金属的地积累指数分析 |
| 6.2.6 中央本线沿线土壤重金属的地积累指数分析 |
| 6.3 潜在生态危害评价 |
| 6.3.1 单项潜在生态危害系数 |
| 6.3.2 综合潜在生态危害系数 |
| 6.4 健康风险评价 |
| 6.4.1 非致癌风险评价 |
| 6.4.2 致癌风险评价 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表情况及研究成果 |
（10）草地开垦及公路交通对青藏高原草地土壤退化的影响（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 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 草地生态系统退化的主要因素、潜在因素以及危害 |
| 1.2.2 土壤在草地生态系统中的重要性 |
| 1.2.3 耕种导致草地土壤质量下降 |
| 1.2.3.1 目前检验土壤退化的重要指标 |
| 1.2.3.2 对土壤退化检测机制的进一步完善 |
| 1.2.3.3 碳水化合物 |
| 1.2.4 交通运输造成的重金属污染 |
| 1.3 研究意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 开垦对天然草地土壤的影响 |
| 2.1 试验地概况和实验设计 |
| 2.1.1 试验地概况 |
| 2.1.2 样点A土壤样品的采集(集中取样点) |
| 2.1.3 植物样品的采集 |
| 2.1.4 样点B–H土壤样品的采集(广泛取样点) |
| 2.1.5 样品的测定 |
| 2.1.5.1 样品的处理 |
| 2.1.5.2 土壤颗粒组成 |
| 2.1.5.3 土壤总有机碳、氮及土壤pH测定 |
| 2.1.5.4 土壤轻组有机碳、氮的测定方法 |
| 2.1.5.5 土壤重组有机碳测定方法 |
| 2.1.5.6 土壤微生物量碳、氮测定方法 |
| 2.1.5.7 土壤有机碳矿化 |
| 2.1.5.8 土壤和植物非纤维素糖和氨基糖的测定方法 |
| 2.1.6 数据处理统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 耕地作物与天然草地主要优势植物种C、N和非纤维素糖含量 |
| 2.2.2 耕种对天然草地土壤颗粒组成和pH的影响 |
| 2.2.3 耕种对土壤总有机碳、轻组有机碳、重组有机碳、微生物量碳的影响 |
| 2.2.4 耕种对天然草地土壤有机碳潜在矿化能力的影响 |
| 2.2.5 耕种对天然草地土壤非纤维素糖碳相对含量的影响 |
| 2.2.6 耕种对天然草地土壤氨基糖碳的影响 |
| 2.2.7 耕种影响土壤有机质变化的机理 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 耕地作物与天然草地主要优势植物种C、N和非纤维素糖含量 |
| 2.3.2 长期耕种对土壤颗粒组成、土壤pH、总有机碳、重组有机碳的影响 |
| 2.3.3 耕种对天然草地土壤有机碳潜在矿化能力的影响 |
| 2.3.4 耕种对天然草地土壤轻组有机碳非纤维素糖碳相对含量的影响 |
| 2.3.5 耕种对天然草地土壤微生物量碳和氨基糖碳的影响 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 青藏高原东部交通源对土壤重金属元素分布特征的影响 |
| 3.1 试验地概况与试验设计 |
| 3.1.1 试验地概况 |
| 3.1.2 土壤样品采集 |
| 3.1.3 土壤样品处理与测定 |
| 3.1.4 土壤污染评价 |
| 3.1.5 统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 土壤中重金属Cu、Pb、Zn、Cd的分布特征 |
| 3.2.1.1 Cu在国道沿线两侧土壤的分布特征 |
| 3.2.1.2 Zn在国道沿线两侧土壤的分布特征 |
| 3.2.1.3 Pb在国道沿线两侧土壤的分布特征 |
| 3.2.1.4 Cd在国道沿线两侧土壤的分布特征 |
| 3.2.2 影响公路交通源壤重金属在土壤中富集特征的因素分析 |
| 3.2.2.1 土壤背景值对重金属分布特征的影响 |
| 3.2.2.2 公路运营对重金属分布特征的影响 |
| 3.2.2.3 土壤基本性质对重金属分部特征的影响 |
| 3.2.2.4 海拔对重金属分部特征的影响 |
| 3.2.3 污染评价 |
| 3.2.3.1 大气沉降造成的土壤重金属污染 |
| 3.2.3.2 内梅罗综合污染指数法(PN) |
| 3.3 小结 |
| 第四章 结论、创新与展望 |
| 4.1 主要研究结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
四、青藏铁路沿线土壤重金属的分布规律初探（论文参考文献）
- [1]高寒缺氧地区天然湿地处理铁路站段尾水特性及其微生物种群结构分析[D]. 孙靖越. 兰州交通大学, 2021(02)
- [2]格尔木市—格尔木河—达布逊湖潜在有毒元素（PTEs）物源甄别、污染及潜在生态风险评价[D]. 相江芸. 中国科学院大学(中国科学院青海盐湖研究所), 2020(04)
- [3]青藏高原东北部土壤痕量元素环境地球化学行为[D]. 李雷明. 中国科学院大学(中国科学院青海盐湖研究所), 2020(03)
- [4]青藏高原交通设施建设及影响评价研究进展[J]. 苗毅,刘海猛,宋金平,戴特奇. 地球科学进展, 2020(03)
- [5]2004—2013年石家庄市土壤铅元素分布变化[J]. 宋泽峰,石晓倩,张蒨,崔秋苹,崔邢涛,陈艳敏. 云南农业大学学报(自然科学), 2019(06)
- [6]BDE-99复合污染渗滤过程中的迁移转化机制及控制研究[D]. 梁汝楠. 北京林业大学, 2019(04)
- [7]铁路沿线景观营造研究 ——以株洲县京广铁路段为例[D]. 刘扬. 湖南工业大学, 2019(01)
- [8]多年冻土区线性工程的生态环境影响研究现状与展望[J]. 刘亚丽,王俊峰,吴青柏. 冰川冻土, 2018(04)
- [9]铁路沿线土壤重金属污染特征与来源分析[D]. 王桢. 西南交通大学, 2018(10)
- [10]草地开垦及公路交通对青藏高原草地土壤退化的影响[D]. 关振寰. 兰州大学, 2018(10)
标签：重金属论文; 土壤重金属污染论文; 生态环境论文; 土壤环境质量标准论文; 元素分析论文;