一、苏南某市农田土壤环境质量评价及其分级（论文文献综述）
刘娟,张乃明,于泓,张靖宇,李芳艳,于畅,杜红蝶[1]（2021）在《重金属污染对水稻土微生物及酶活性影响研究进展》文中提出水稻土受到重金属污染不仅影响水稻的产量品质,而且对水稻土微生物及酶活性的影响不容忽视。本文系统综述了水稻土重金属污染的来源,重金属污染对水稻土微生物生物量、种群数量、群落结构以及土壤酶活性的影响,并针对重金属污染对水稻土微生态效应研究的不足提出了未来应该研究的重点和方向,指出:（1）加强水稻–重金属–微生物三者相互作用、相互影响方面的研究;（2）在研究重金属污染与水稻土土壤微生物生态特征的关系的基础上,加强对重金属、土壤理化性状和水稻等因素进行综合并定量化分析,将是明确重金属对土壤微生物生态特性的影响及相关机理的关键;（3）应用分子生物学方法以及系统生物学方法,促进重金属污染胁迫下水稻土微生物活性及功能的演变规律及响应适应过程;（4）加强基于长期定位实验的研究,在较长的时间尺度和较大的空间尺度上认识水稻土生态系统在重金属胁迫下的演变规律和机制;（5）重金属污染对水稻土酶活性的研究应重点从机理方面入手,注重结合土壤酶的动力学参数和热力学参数,深化土壤酶与复合污染的作用机理,进一步揭示复合污染致毒途径及其机理,同时借助分子手段,探索重金属污染水稻土中更多未发现的酶的特性,寻找更加敏感、更能普遍推广的重金属污染土壤的综合性指标,以期为重金属污染水稻土的风险评价和生物修复提供科学依据。
马叶[2]（2021）在《雄安涉重企业周边重金属污染农田螯合诱导-植物修复技术研究》文中研究说明农田土壤重金属污染是制约社会经济发展和食品安全的主要障碍,因此重金属污染农田土壤修复成为当今土壤环境污染防治的热点。螯合剂因其对重金属有极强的螯合能力,在土壤修复领域受到了极大的关注。螯合诱导-植物修复技术在降低农田土壤重金属总量方面发挥着重要作用,有关研究亦取得较大进展。但农田往往不是单一重金属污染,而多呈现复合型和多元化污染。对于不同类型不同重金属污染程度的农田土壤,螯合诱导-植物修复技术最佳参数是否一致?弄清此问题是其成功应用于实际农田土壤修复的关键。本文以雄安新区涉重企业周边农田土壤为研究对象,通过实地调查、布点采样、分析农田土壤及农作物重金属含量,对农田重金属污染现状进行评价,明确污染特征。以红叶菾菜为供试植物,以柠檬酸和EDTA为螯合剂,通过盆栽试验研究土壤中重金属有效态含量变化、植物生长情况变化、土壤酶活性变化,探究外源添加螯合剂是否会对土壤微生物、植物等造成影响,并在此基础上通过数学拟合,研究土壤重金属活化与植物吸收重金属的关系,为螯合诱导-红叶菾菜修复技术的推广应用提供科学依据。主要研究结果如下:（1）研究区农田土壤中重金属Cd、Pb、Cu、Zn、Ni均有不同程度的积累,其中有60.7%的土壤样点中Cd,17.9%的Pb和1.79%的Cu全量超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（GB15618-2018）》农用地土壤污染风险筛选值,有42.42%的小麦样本中Pb超过国家食品卫生标准（GB2762-2017）限值0.2mg·kg-1。Cd和Pb变异系数均大于0.8,且具有同源性,说明雄安新区涉重企业周边农田土壤Cd和Pb受到较严重的人为影响。研究区农田土壤重金属Cd、Pb对人体造成的风险程度在人体可接受范围内,经口摄入重金属Cd、Pb是对人体造成健康风险的主要途径。但是人均体重日摄入铅量(DIMPb)最大值接近重金属日摄入参考剂量（Rf D）,且儿童铅健康风险指数(HRIPb)最大值接近1,说明需对重金属Pb加以关注。（2）施加EDTA和柠檬酸可显着提高土壤中有效态Cd、Pb含量,施加EDTA螯合剂后土壤中Cd、Pb有效态含量相比对照分别提高了108.61%～235.39%、67.98%～224.16%,施加柠檬酸后土壤Cd、Pb有效态含量分别提高了180.07%、186.01%。红叶菾菜对Cd的生物富集系数为13.01,是超积累植物,对Pb仅是累积。施加EDTA浓度为2.5 mmol·kg-1时,Cd、Pb转移系数达到最大值,分别比对照增加了9.97%、24.46%。在施加柠檬酸浓度为5 mmol·kg-1时转移系数达到最大值,Cd、Pb的转移系数分别比对照组增加了20.41%、43.13%。施加螯合剂对Pb的富集系数和转移系数的增加幅度远大于Cd。因此,针对雄安新区涉重企业周边农田土壤Cd、Pb污染的特点,利用红叶菾菜,采用螯合诱导-植物修复技术可以同时获得Cd、Pb的“减量化”修复。（3）施加浓度为2.5 mmol·kg-1～10 mmol·kg-1的EDTA和柠檬酸可以使土壤p H分别降低0.44～0.70个单位和0.44～0.78个单位。施加EDTA土壤中铵态氮、有效磷、速效钾含量显着增加,增加幅度分别为21.71%～51.41%、30.01%～45.68%、15.18%～45.52%;施加柠檬酸增加幅度分别为18.81%～37.88%、5.46%～32.07%、4.30%～32.66%。但是施加EDTA显着降低植物地上部和地下部生物量,而施加柠檬酸则显着提高植物地上部和地下部生物量。施加EDTA对土壤酶活性的抑制程度:过氧化氢酶＞脱氢酶＞脲酶＞酸性磷酸酶。施加柠檬酸对土壤酶活性抑制程度:过氧化氢酶＞脱氢酶＞脲酶,而在施加浓度低于5.0 mmol·kg-1时,促进酸性磷酸酶的活性。EDTA对土壤酶的抑制程度大于檬柠酸。EDTA在土壤中的降解过程可用一级反应动力学很好的拟合（ln Ct=ln C0-kt）,R2=0.997,降解速率常数k为0.0117,半衰期为59 d;高浓度EDTA存在一定环境风险。（4）施加EDTA和柠檬酸后,随培养时间的增加,植物的生物量及植物地上部对Cd、Pb的吸收呈线性正相关。土壤中DTPA提取态Cd、Pb含量呈显着的线性负相关;土壤中Cd、Pb活化速率总趋势均呈凹型曲线,植物对Cd、Pb的吸收速率均呈M型曲线。螯合剂对土壤重金属的活化是“瞬间”过程,而植物对重金属的吸收则是“缓慢”过程,两者不“匹配”。为提高修复效率和减少二次污染的风险,建议红叶菾菜出苗后40 d施加螯合剂。综上,针对研究区土壤重金属污染特征,考虑到雄安新区建设定位是国际一流的绿色智慧新城,打造城市建设的典范,环境要求相对严格,建议采用螯合诱导-植物修复技术。柠檬酸是强化红叶菾菜修复Cd、Pb复合污染土壤较为安全的螯合剂,使用浓度为5.0 mmol·kg-1。EDTA的使用浓度不能高于2.5 mmol·kg-1;螯合剂在红叶菾菜出苗后40 d加入较为适宜。
赵熙君[3]（2019）在《生物质炭施用对重金属污染水稻土有机碳矿化和微生物群落结构的影响》文中进行了进一步梳理上世纪中期以来,社会的工业化发展迅速,随之而来产生的工矿业污染、农药化肥不合理施用等问题日益突出,其中水稻土重金属污染问题最为突出和严峻,重金属污染会对水稻土中各种形态的的有机碳含量产生影响,同时也会对土壤微生物造成胁迫和危害,进而影响水稻土有机碳矿化的速率和进程,从而最终导致土壤有机碳的矿化和周转等过程的根本性改变。近年来农业废弃物热裂解制成生物质炭的研究及其对土壤生态环境影响的研究成为重要的热点话题,特别是关于污染土壤修复改良的应用前景受到广大研究者的密切关注。生物质炭通过直接和间接作用影响土壤有机碳矿化以及土壤微生物丰度及群落结构,进而达到对土壤生物功能及生态系统物质循环改变的作用。由于土壤异质性、生物质炭制备工艺、种类的不同以及田间试验条件广泛差异等众多因素的影响,关于生物质炭对土壤微生物效应机制的研究尚且存在着不明确性和众多疑问。尽管已经有大量的试验研究报道了生物质炭对重金属污染土壤的治理和改良的效果,关于生物质炭施用对重金属污染土壤有机碳矿化机理的影响研究以及土壤微生物丰度、活性和群落结构变化的研究较少,这也成为了农业生物质炭科学技术发展应用研究的薄弱领域。因此,探究生物质炭施用对重金属胁迫下水稻土有机碳稳定性变化以及微生物群落的改变,对于进一步了解环境胁迫下水稻土的固碳减排效应具有重要意义。本研究在生物质炭和重金属污染分别对水稻土有机碳稳定性的影响机制研究的基础上,利用自然稳定同位素示踪技术,将玉米秸秆生物质炭（C4作物）施用到长期种植水稻（C3作物）并受长期的不同程度重金属污染水稻土（距离污染源下风向不同距离,分别为距离污染源60m（P1）、10m（P2）和邻近未污染水稻土（P0））以及人为外源添加特定浓度的重金属污染水稻土样品中,探究生物质炭施用对不同程度重金属污染水稻土新老有机碳矿化的影响机制,并进一步通过测定分析培养过程中相关活性有机碳库组分的变化、激发效应强度的变化,以及联合利用高通量测序技术分析了重金属污染土壤细菌和真菌的多样性指数的变化和群落结构的改变,探究在不同程度重金属污染水平下生物质炭施用对土壤微生物种群和区系的影响,进而为研究重金属污染对水稻土有机碳稳定性机制的研究提供微生物稳定性方面的依据。主要研究结果如下:（1）生物质炭的施用均能够显着促进长期受不同程度重金属污染水稻土以及外源添加重金属污染的有机碳的矿化速度,且土壤的起始矿化速率与生物质炭的施用量有关,生物质炭施用量越大有机碳矿化速率越快。在同一施炭水平下,未污染和低污染土壤施加生物质炭后其CO2呼吸速率及累积排放量要显着高于高污染土壤。（2）培养60天后的生物质炭处理土壤的微生物量碳（MBC）,颗粒态有机碳（POC）,易氧化态碳（LOC）的含量都显着高于对照土壤,整体呈现出随施炭量的增加而增加的趋势。其中,P1的低炭处理和高炭处理分别比原土微生物量碳增加23.1%和27.1%,同样P2两种炭处理分别比原土微生物量碳提高了 49.7%和41.7%;P1中高炭处理和低炭处理颗粒态有机碳含量分别比对照组提高了 66.9%、200.2%。P2两种施用生物质炭的处理分别比对照土壤的颗粒态有机碳含量提升了 22.2%、45.8%;虽然施加生物质炭后对P1、P2两种污染土壤中易氧化态有机碳含量的影响相比P0较小,但相比不施炭的处理其差异显着,P1中2%生物质炭处理相比C0处理提高了 26%。施炭处理实验组的DOC含量变化相比原土显着下降。DOC含量的降低可能与生物质炭的吸附固定有关。（3）本研究中生物质炭的施用产生了较强的负激发效应,且在低污染土壤中表现最为显着,生物质炭抑制了土壤本底碳的矿化,有助于土壤有机碳的固定。可能原因是生物质炭对有机碳和酶的吸附的物理保护机制,以及生物质炭施入土壤后pH的变化,以及大量营养元素的增加造成了微生物对易分解的有机物质的优先利用。这些变化都是微生物动态变化的结果,总之,土壤微生物数量和群落结构的变化才是影响有机碳矿化分解的直接原因。（4）利用高通量测序技术分析生物质炭施用后对土壤中微生物多样性及群落结构的影响,结果表明生物质炭施用后土壤中细菌的Shannon-Winner指数相比于不施炭对照处理其数值升高,但只在P2污染土壤中差异显着。施炭后细菌其Simpson指数降低,土壤中细菌的多样性提高,综合分析表明生物质炭施用后提高了土壤中细菌的多样性。施炭后土壤真菌的Shannon-Winner指数相比对照有所提高,其中P2施炭后相比对照提高了 23.9%,差异显着。施炭后两种污染土壤中真菌的Simpson指数下降且差异显着。综合分析可知施炭后真菌的多样性升高。（5）重金属污染显着影响了土壤中细菌的群落结构,生物质炭施用后细菌的群落结构也发生了显着变化。长期重金属污染改变了土壤中微生物的群落结构。土壤中变形菌门、酸杆菌门、疣微菌门的数量随着污染程度的升高而降低。绿弯菌门的数量随着重金属污染程度的升高而升高。生物质炭施用后在同一污染水平,施炭处理后P0、P1、P2拟杆菌门的相对丰度相比对照分别提高了 150.1%、110.3%、60.4%;酸杆菌门P0、P1、P2施炭后的相对丰度相比对照分别提高了 52.6%、11.2%、11.5%;P0、P1、P2的芽单胞菌门的相对丰度相比对照分别降低了 34.2%、13.3%、48.7%;放线菌门的相对丰度相比对照分别下降了 46.6%、47.2%、48.8%,其下降幅度随着污染程度的加深而加大。其中生物质炭施加后对土壤细菌纲的影响为显着提升了拟杆菌纲、δ变形菌纲、酸杆菌纲和厌氧蝇菌纲类群的相对丰度;降低了放线菌纲、β变形菌纲、γ变形菌纲、厚壁菌纲、芽单胞菌纲类群的相对丰度。长期重金属污染对土壤中真菌的群落结构也产生了显着的影响,PCA分析图表明不同程度重金属污染土壤真菌群落分布差异显着,真菌最大的类群子囊菌门、担子菌门、接合菌门也随着重金属污染程度的变化而不同。其中担子菌门和接合菌门随污染程度的升高而显着降低,子囊菌门在轻度污染P1 土壤中含量最高。在同一污染水平下,施炭处理中子囊菌门的相对丰度分别比对照下降了 7.2%、10.8%。P1、P2中接合菌门的相对丰度相比对照分别提高了 1.4倍、6.2倍。生物质炭施用后对真菌群落结构的影响差异不显着。（5）通过RDA分析表明重金属污染会显着影响细菌和真菌的群落结构,且铅镉铜锌之间的影响互为协同效应。生物质炭施加后,重金属污染对各处理的真菌和细菌的群落结构影响显着,且土壤中重金属有效态含量与土壤pH的作用方向相反,生物质炭施用后活性炭组分的变化也影响着微生物的群落结构,其中POC,DOC对群落结构的影响作用与MBC和LOC方向恰好相反。
曹佳艺[4]（2019）在《基于UNMIX模型的农田土壤重金属源解析及污染损失评价 ——以南方某镇为例》文中进行了进一步梳理土壤重金属污染累积会对生态安全和人类健康造成严重威胁,因此,摸清来源、了解现状就成为重金属污染防治工作的首要之举。本文以南方某镇为研究区,2015年秋季在全镇范围内布设了53个采样点,采集土壤样品,并测试了8种金属元素的浓度,采用因子分析法及UNMIX模型法解析了研究区土壤中重金属的可能来源,并通过ArcGIS自然邻域法做出区内重点重金属的浓度渲染图,结合实际调研深入探讨重点重金属的分布规律和产生原因,加以佐证源解析的结果,最后构建污染损失模型,结合污染源解析结果对当地的农田土壤环境质量进行了综合评价。得出以下主要结论:（1）53个土壤样品中,Cd、Pb、Cu、Zn、Ni的均值都高于该镇所在省的土壤背景值,其中以Cd元素的超标率为最高。（2）利用因子分析方法解析出三个主因子,其中因子1代表陶瓷工厂、废弃物堆积、化肥施用和农药使用污染源,对源贡献最大,占32.7%;因子2代表交通及汽车尾气等人类活动源,源贡献为25.6%;因子3代表土壤母质源,对源的贡献率最低,为16.3%。（3）利用UNMIX方法解析出四个源:源1代表陶瓷工业、三废排放、污灌等人类活动造成的污染源,源贡献为24.963%;源2代表施肥、农药使用等农业活动作用源,源贡献为25.017%;源3代表交通运输活动人类污染源,源贡献为25.004%;源4认为是土壤母质导致的污染源,源贡献为25.016%。利用浓度解析的UNMIX模型比用因子载荷解析的因子分析法在结果上更符实际,但具体应用中将多种方法结合使用可使解析结果更准确。（4）在污染源解析基础上,利用污染损失模型分析结果表明:53个采样点综合污染损失率为11.28%,总体污染水平为Ⅱ级良;单项重金属污染损失率在1.39%24.30%之间,其中Cd元素最高,位于等级Ⅳ级（差）;估算得出每年研究区农田因重金属污染所造成的损失达955.09万元。后续应加强以Cd来源为代表的陶瓷工业、三废排放、污灌等人类活动造成的污染源的污染防治和管控,进一步提升污染农田的质量水平,减少经济损失。污染损失模型对污染因子具有较强的辨识性,并能间接地反映重金属污染源对土壤质量造成的损失。通过将UNMIX模型和污染损失模型结合使用,可以较好地了解研究区的污染源和污染损失程度,为后续污染农田的质量提升提供了一定依据。
张兴[5]（2019）在《砂田土壤生化性质空间异质性分析及质量综合评价》文中进行了进一步梳理宁夏中部干旱带生态环境脆弱,农业生产发展受水热条件制约。砂田是我国西北地区农民在长期劳动实践中探索形成的一种独有的保护性耕作方式,具有保温增渗、改善土壤理化性质的作用,能显着提高降水利用效率增加作物产量。过去关于砂田土壤属性空间异质性的研究多从保水抑盐角度对砂田土壤水分和盐分空间分布规律进行阐述,忽略了中尺度下砂田土壤生化性质空间异质性的综合研究。本文以中卫香山砂田土壤为研究对象,采用1.5×1.5 km网格布点,运用数理统计和地统计学方法对砂田土壤生化性质空间异质性进行研究;以普通克里格为对照,探索回归克里格、地理加权回归克里格和随机森林在土壤属性空间插值上的应用,并对四种方法的空间预测精度进行评价;阐明砂田土壤综合质量状况,以期为干旱半干旱区农业生产和生态修复提供科学依据。本研究的主要结论如下:（1）砂田土壤钾元素全量养分为弱空间变异;其它指标变异系数大于10%,表现为中等变异性。土壤养分空间分布的半方差模型可以用高斯、球状和指数模型来描述;除全钾外,其它土壤养分均表现出中等空间依赖性。全钾含量高的地区集中在东南部。土壤全磷、全钾和速效养分随高程的增加而降低。（2）砂田表层土壤脲酶和蔗糖酶活性的变异系数达到10%以上,表现出中等变异性;过氧化氢酶为弱变异。基于半方差函数对土壤酶活性进行空间结构分析,球状模型为土壤脲酶和蔗糖酶活性最优拟合模型,土壤过氧化氢酶活性可以用指数模型拟合;相较于脲酶和过氧化氢酶,土壤蔗糖酶的空间结构特征不显着。对土壤酶活性和养分进行冗余分析,得出有机质和全氮可以代表砂田土壤酶活性的主控因素。（3）描述统计表明砂田土壤重金属铬、铜、铅、镉、锌、锰和镍均属于中等变异;对比农用地土壤污染风险筛选值可以发现,铜和镉是研究区土壤重金属污染的主要元素。从土壤重金属的半方差理论模型及其拟合参数可以看出,铜以高斯模型拟合最佳;铬、铅、镉、锌、锰和镍的表现出强空间自相关。通过相关分析和主成分分析可知,砂田土壤重金属受人为源和自然源的共同影响。（4）砂田土壤阳离子交换量属中等变异。地统计分析表明阳离子交换量实测值、OLS残差和GWR残差块金系数分别为8.50%、6.02%和6.43%,比值均小于25%,具有强烈空间自相关。基于辅助变量的随机森林模型预测精度明显高于地理加权回归克里格、回归克里格和依赖样点自身数据质量的普通克里格。从成图效果看,随机森林模型成图效果更加精细,揭示了更多空间变化细节。（5）研究区土壤肥力评价适用的最小数据集包括:土壤全氮、全磷和速效钾。当重金属内梅罗综合污染指数小于0.485时,土壤肥力质量越好,土壤综合质量越高。基于土壤肥力质量和重金属污染状况的土壤质量指数综合评价能较好地反映研究区土壤真实现状。研究区砂田土壤综合质量整体处于较低水平。
刘倩[6]（2019）在《山东省J县农田土壤与农作物重金属污染分析》文中研究指明在环境领域,土壤是基本环境要素之一,与气候等环境因素紧密相连。由于工业化发展和人类活动的影响,产生大量对环境有害的水、气和固体废物。这些物质通过各种方式进入土壤。在农作物生长中,不仅吸收土壤的营养成分,也吸收污染物,长期累积,在农作物中含量越来越多,到一定程度会影响农作物质量。为评价农田土壤及农作物中重金属生态风险,以在J县的农田土壤为研究对象,采集98份土壤和6种农作物,分别是小麦、玉米、西红柿、黄瓜、芹菜和土豆,共139份农作物样品,按照国家标准中的相关方法分别测定土壤和农作物中重金属铬、砷、铅、镉和汞的含量,并运用单项污染指数法和综合污染指数法,判断这5种重金属对农产品和农田土壤的污染情况。另外,为了解不同农作物对重金属富集能力的大小,本文选取了小麦、玉米、西红柿和黄瓜四种农产品作为研究对象,运用重金属富集系数,反映农作物对不同重金属的富集作用。主要得到了以下的结论:1、从土壤中重金属的平均含量来看,重金属含量顺序为:铬>铅>砷>镉>汞。土壤样品中重金属铬、铅和汞的单项污染指数都小于1,重金属含量均小于标准值;重金属砷的超标率在1%左右,而土样中重金属镉含量超标数量较多,超标率在10%左右。因此,重金属镉对土壤的安全风险最大。从综合污染指数来看,大部分土样的指数值小于0.7,土壤处于一种相对安全的状态。2、对农产品中重金属含量检测,发现小麦和玉米中重金属含量顺序:铬>铅>砷>镉>汞;土豆和西红柿中重金属含量顺序:砷>铬>铅>镉>汞;芹菜和黄瓜中重金属含量顺序:铅>铬>砷>镉>汞。另外,从单项污染指数和综合污染指数来看,接近一半的小麦样品的综合污染指数大于0.7,有少数样品属于重度污染,部分样品中重金属铬和铅含量超标;玉米中各重金属含量均未超标,整体处于相对安全的状况;大部分的西红柿样品处于重度污染,砷、铬和铅的含量超标率较高;土豆样品均处于重度污染,砷含量超标严重;芹菜中铬和铅含量超标,样品均处于重度污染的状态。3、不同种类的农作物对重金属的富集能力具有一定的差异。研究发现,小麦对重金属镉、铬和汞的富集能力较强,玉米对镉和汞的富集能力强,西红柿对重金属砷、镉和铅的富集作用大,黄瓜对铅和铬的富集能力强。
张静静[7]（2016）在《吉林省主要城市城郊土壤—蔬菜系统中有机氯农药残留及风险研究》文中认为有机氯农药因具有高毒性、长期残留性、半挥发性、高生物累积性等特性,被人们广泛关注。蔬菜作为施用有机氯农药量最大的作物种类之一,其经济价值高、复种指数大、市场需求量大。城郊作为城市农副产品的重要生产基地,其土壤环境质量对农产品品质起着决定性作用。因此,本研究以吉林省长春市、吉林市、四平市三大城市郊区菜地为研究对象,通过野外采样和室内分析相结合,系统研究了城郊菜地土壤中有机氯农药的残留状况、组成特征及来源,并采用地统计方法分析了土壤有机氯农药的水平分布规律;揭示有机氯农药残留与土壤理化性质的相关关系;探讨了城郊菜地的潜在生态风险及人群健康风险水平;并对城郊菜地土壤质量进行等级区划,指导蔬菜的优质生产。主要结果如下:1.长春市、吉林市、四平市城郊菜地土壤中各种有机氯农药残留含量由高到低的顺序均为滴滴涕>六六六>氯丹>狄氏剂>艾氏剂,六六六和滴滴涕仍是最主要的有机氯农药残留,其两者共占有机氯农药残留总量的百分比分别为88.29%、82.05%、91.96%。各种有机氯农药残留的变异系数较大,表明了农药使用的无序性。2.组成分析表明,长春市、吉林市、四平市城郊菜地土壤中六六六及氯丹的残留均来自新老混合源;除了吉林市城郊菜地近期仍有三氯杀螨醇输入以外,长春市及四平市城郊菜地中的滴滴涕主要来源于工业DDTs的历史使用;高检出率、低残留浓度的艾氏剂和狄氏剂均来自大气输送与沉降。受风向和人为活动的综合影响,不同研究区呈现了不同的有机氯农药水平分布特征。3.长春市城郊菜地三种蔬菜类别中有机氯农药的超标率排序为叶菜类蔬菜>根茎类蔬菜>茄果类蔬菜。不同种类蔬菜中有机氯农药超标率大小依次为葱>萝卜>白菜>辣椒>黄瓜>茄子>西红柿。4.相关分析结果表明,长春市城郊菜地土壤中各种有机氯农药之间均呈现显着和极显着的正相关,表明各种残留农药来源相似。有机污染物因具有疏水性易与土壤腐殖质结合,因此,除了α-hch和γ-hch外,土壤有机质与其余各种有机氯农药之间均呈现显着和极显着的正相关;土壤ph与γ-hch呈显着负相关,与其余有机氯农药均无显着相关性。土壤中有机农药的残留含量及组成受很多因素的综合影响,在区域尺度内,仅使用土壤地化学因子不能预测出有机农药的残留变化特征。5.长春市城郊菜地土壤中hchs整体处于较低的生态风险水平,但个别样点中β-hch对土壤无脊椎动物有影响;ddts残留水平对于该区域土壤生物和鸟类具有一定的生态风险,对哺乳类动物的生态风险水平较低。吉林市城郊菜地土壤中hchs处于较低的生态风险水平,ddts残留水平对于该区域土壤生物和鸟类具有一定的生态风险,对于哺乳类动物而言生态风险水平较低。四平市城郊菜地土壤中hchs整体处于较低的生态风险水平,个别样点中β-hch对土壤无脊椎动物有影响;ddts残留水平对该区域土壤生物和鸟类具有一定的生态风险,对哺乳类动物生态风险水平较低,但个别样点中ddts残留对哺乳类动物会产生一定影响。6.健康风险评价结果表明:三种暴露途径中,儿童及成人的有机氯农药暴露风险均表现为经口摄入>皮肤接触>呼吸吸入;对于同一种有机氯农药来说,经口摄入途径儿童暴露风险比成人高2.33倍,皮肤接触途径儿童暴露风险比成人高1.64倍,呼吸吸入途径儿童暴露风险比成人低,但儿童通过三种暴露途径的总暴露风险比成人的高;长春市、吉林市及四平市城郊菜地土壤中各种有机氯农药通过不同暴露途径的总非致癌风险及总致癌风险均较小或者可以忽略,不会对暴露人群的健康造成危害。长春市郊区菜地蔬菜中有机氯农药的单一目标危险系数（thq）由高到低依次为氯丹>七氯>六六六>狄氏剂=艾氏剂>滴滴涕,所测有机氯农药的thq值均小于1,即蔬菜中有机氯农药的健康风险不明显。成人通过食用蔬菜的多种有机氯农药的复合风险值高于儿童,但其复合风险值均小于1,均在安全限值内,健康风险不明显。7.单因子污染评价结果显示,长春市城郊菜地土壤环境质量基本处在非污染水平,少数菜地处于轻污染水平;吉林市城郊菜地土壤环境质量全部处于非污染水平;四平市城郊菜地土壤环境质量基本处于非污染水平,少数菜地处于轻污染水平和重污染水平。综合污染评价结果显示,长春市和吉林市城郊菜地土壤环境质量基本处在安全水平,仅少数菜地处于警戒限和轻污染水平。四平市城郊菜地土壤环境质量基本处于安全水平,少数菜地处于警戒限、轻污染和重污染水平。由综合污染指数空间分布图可知,长春市西南郊、吉林市江北龙潭区菜地的安全生产应受到重视以外,其余地区均处于较安全级别。参照土壤环境质量标准（GB15618-2008）对长春市、吉林市、四平市城郊菜地土壤环境质量进行了等级划分,表明一半及以上的城郊菜地可作为有机和绿色蔬菜基地使用,绝大部分城郊菜地可作为无公害蔬菜基地使用,同时有很少部分菜地在进行蔬菜种植前需要开展土壤污染风险评估。虽然六六六和滴滴涕已被我国禁用多年,但其仍是土壤及蔬菜中最主要的有机氯农药残留,因此应加强农产品的定期抽检以及农药生产、销售与使用的监管。
周兵兵[8]（2015）在《农村居民点复垦耕地土壤质量评价方法研究》文中研究表明农村居民点复垦作为当前我国补充耕地资源的主要来源之一,是保障我国粮食安全的一项重要工作。农村居民点复垦前的土壤受到较强烈生活、生产活动的长期影响。复垦过程中的表土剥覆、充填、挖深垫浅、灌排水以及道路等工程建设,对农村居民点复垦耕地的土壤性质和质量会产生较大影响。复垦的客土来源、上覆客土厚度等,给复垦耕地的土壤属性和质量带来很大的未知性和不确定性。虽然复垦新增耕地质量问题业已获得国家和主管部门的一定重视,在《农用地质量分等规程》指导下也开展了对新增耕地土壤的调查与评价试点,但如何全面揭示农村居民点复垦耕地土壤质量还有待进一步探讨。因此,对农村居民点复垦耕地的土壤质量进行监测评价,有其充分的必要性和紧迫性。目前,农村居民点复垦耕地土壤质量的相关研究日渐丰富,但亟需从理论、技术和实证等方面进一步丰富。特别地,应在已有研究基础上,立足土壤质量的概念内涵和相关理论,探索科学合理的复垦耕地土壤质量评价方法。为此,论文在回顾相关研究进展的基础上,基于可持续性理论,提出了服务于农业生产价值取向下的“土壤本底质量-土壤肥力质量-土壤环境质量”三维耕地土壤质量评价框架,进一步构建了复垦耕地土壤质量评价指标体系,并提出测算土壤综合质量的指标确权与集成技术。最后,以南京市浦口区典型农村居民点复垦项目为例开展了实证研究。主要结论如下:（1）现有土壤质量评价相关研究鲜能在通用分析框架内对所研究土壤进行综合质量考察,从可持续性理论的经济可持续性、社会可持续性和环境可持续性的重叠圆范式出发,构建农业土壤综合质量评价的土壤本底质量、土壤肥力质量和土壤环境质量研究框架,能够就所研究农业土壤能不能种粮食、长不长得好粮食和种植的粮食是否安全等三方面所指示的土壤质量水平进行全面评价。（2）构建了由有机质、pH、容重、黏粒含量、砾石含量等土壤本底属性相关指标,以及全氮、全磷、全钾、碱解氮、速效磷、速效钾等土壤养分元素,和汞、砷、铅、镉、铬、铜、锌、镍等八大常见土壤重金属污染元素所构成的复垦耕地土壤质量评价指标体系。并基于无偏权重法、结构熵权法和毒性系数法,分别确定了本底属性指标之间、养分元素指标之间以及重金属元素指标之间的相对权重。并集成各属性指标的非线性作用,通过加权叠乘法得到土壤本底质量指数、土壤肥力质量指数和土壤环境质量指数。最后,通过突变级数法计算得到最终的土壤综合质量指数。所提出的指标体系突出了复垦新增耕地土壤的特点,评价采用的数学方法符合土壤生态系统各属性和各分质量间的作用规律。（3）就案例研究区南京市浦口区典型农村居民点复垦耕地土壤而言,复垦耕地的土壤本底质量、土壤肥力质量、土壤环境质量和土壤综合质量在不同剖面层次上没有显着差异,非复垦耕地土壤也仅有土壤本底质量呈垂直递减分布。整体来看,不同利用年限复垦耕地间及其与非复垦耕地间的土壤质量差异除了 0-10cm外都不显着;但总体上就土壤肥力质量而言,非复垦耕地优于复垦耕地,而复垦耕地间无显着区别;就土壤综合质量而言,非复垦耕地>复垦3a耕地>复垦1a耕地。就所有样本而言,土壤环境质量最好,其次是土壤本底质量,土壤肥力质量最差。（4）南京市浦口区所开展的农村居民点复垦新增耕地达到耕种要求,但其土壤质量低于该区域非复垦原状耕地土壤质量水平,且主要受限于相对较低的土壤肥力质量。因此,应采用化肥、有机肥等多种措施补充该类复垦新增耕地土壤养分含量,并应特别注意土壤压实与砾石掺杂等问题。
马俊峰,张旭,方恒[9]（2013）在《许昌市基本农田土壤环境质量调研》文中研究说明以许昌市辖区粮、棉、油三种不同作物的基本农田的土壤为研究对象,采用内梅罗综合污染指数进行综合评价,分析许昌市基本农田土壤环境质量现状,以及不同作物类型的土壤环境质量差异性。结果表明:该地区基本农田土壤环境质量为清洁状态,没有受到污染。不同作物类型的土壤环境质量无显着差异。
张鹏岩[10]（2013）在《基于引黄灌区土地变化的可持续性评价研究 ——以开封市黑、柳灌区四乡为例》文中研究表明本研究以黑岗口、柳园口灌区为研究对象，以具有代表性的临近黄河四乡为研究区，以1988、2001、2011为时间节点分析研究区土地变化的时空分异规律；并运用化学分析、GIS技术和数理统计等分析方法，分析了引黄灌区内土壤重金属的含量、分布、类型、污染以及积累特征，探讨了土壤重金属污染因素，总结了引黄灌溉自流灌区内土地变化对土壤重金属污染的影响规律，对灌区未来土地利用变化、重金属含量和分布进行了模拟与预测。本研究探索了土地利用功能分类及其相互作用，进行了土地变化和土壤重金属污染的耦合分析，构建了引黄灌区独有的多功能土地变化分类指标体系与可持续性评价模型，论证了引黄灌区土地变化的可持续性。研究主要结论如下：（1）20多年来研究区土地变化明显，农用地面积减少，城镇建设用地面积增加。本研究选取了研究区1988、2001和2011年三期遥感影像获取了土地利用变化信息，经过解译、计算和分析得出，研究区边缘区城镇化过程明显、人为影响显着。城镇建设用地通过占用农用地而扩展，非城镇建设用地间结构变化明显。农用地、滩涂、水域面积减少，城镇建设用地、工矿用地面积增加的态势。总量面积变化较大的土地利用类型有农用地、农村居民点；其次是城镇建设用地、水域和滩涂；工矿用地变化量相对较小。各土地类型间转入、转出频繁。城镇建设用地面积总量相对变化幅度较大，动态度最大，变化量和速度都是很大的，区域土地利用综合程度指数有一定增长，这表明23年间研究区内城市化过程明显，尤其是研究区南部靠近城市边缘区域，非农化程度很高，城镇建设用地的增长速度明显高于距其较远的地区。对比农用地和城镇建设用地的动态度可以发现，农用地流失快的地方基本上为建设用地增长快的地方，而农用地流失慢的地方建设用地增加速度也慢，二者空间上存在明显的相关性，体现了建设用地的扩展的主要是对农用地的占用。并运用马尔柯夫模型对研究区未来土地利用变化进行预测，结果发现研究区未来40年里，农用地面积将持续减少，滩涂面积也将小幅度减少；城镇建设用地的面积将持续增加，继续向研究区北部和西部扩展，水域和工矿用地有小幅度增加，总体趋势以建设用地的空间扩张、农用地的流失为特征。（2）交通是造成研究区重金属污染的主要原因，Hg、Cd是整个研究区主要的重金属污染元素，存在较强的生态风险。土壤重金属污染程度反映出土地变化过程中所引起的区域土地质量变化，对研究区土壤重金属Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、As和Hg进行分析与评价，得出Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、As保持清洁，Hg、Cd是整个研究区主要的重金属污染元素，为评价土地变化的可持续性提供科学依据。在研究区内共采集土壤样品107个，经过化学实验分析和数理统计分析得出，研究区土壤重金属元素变异系数排序为：Hg> Cr> Cd>Cu>Ni>As>Pb>Zn。利用K-S进行土壤重金属含量正态分布检验，各元素均符合正态分布。发现Cd存在极大值和离群值，Cr、Cu、Ni、Pb、Zn存在离群值，As和Hg没有存在。在ArcGIS9.3平台上分析了研究区土壤重金属含量空间分布趋势，研究区西南区域和南部重金属含量较高。研究区域内8种重金属的理论变异函数拟合效果均较好，其中Cr、Zn、As符合球状模型，Ni、Cu、Cd、Pb、Hg符合高斯模型。研究区土壤重金属受人为活动与区域因素的共同影响，其中人为活动对Hg、Cd的空间分布结构的影响较为突出。通过内梅罗指数、地累积指数、污染负荷指数评价，得到Hg、Cd是整个研究区主要的重金属污染元素。单因子污染指数法得出了Hg和Cd有一定程度超过河南省潮土背景值；地累积指数法得出研究区土壤8种重金属均有一定程度的累积污染；污染负荷指数评价得出研究区土壤中重金属的污染状况整体上属于中等污染。而潜在生态风险评价得出研究区Cr、Ni、Cu、Zn、Pb、As均存在潜在生态风险，Hg和Cd存在强生态风险。同时GIS软件提供了强大的分析功能，能够对污染区域的面积进行精确统计。单因子污染指数、地累积指数和潜在生态危害指数污染评价结果显示出不尽相同的污染分布，单因子污染指数面积所显示的污染的区域明显要大于地累积指数和潜在生态危害指数的结果。在土壤重金属人为污染的评价结果基础上，进行了污染的影响因素分析。认为交通是造成污染的主要原因，水域作为污染传播的一个载体也是造成大面积连续污染的原因之一。（3）运用情景预测模型，比照2011年土壤重金属含量平均值和污染面积分别预测了2021年研究区土壤中Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb、Hg、As等8种重金属含量、污染面积及分布趋势。结果表明研究区内各土壤重金属含量及污染面积在乐观、无突变和悲观三种情景下所预测的结果存在差别显着，不同情景背景下土壤重金属含量和分布有较大差异。其中在8种重金属在乐观情景下含量明显下降，土壤污染面积减少；而在无突变情景和悲观情景下8种重金属含量表现为不断增加，土壤污染面积也不断扩大，其中这两项在悲观情景下又明显比在无突变情景下要高。（4）研究区1988、2001、2011年三个时期的可持续水平较高，在评价体系分级——不可持续、初步可持续、基本可持续和全面可持续，处于基本可持续与全面可持续水平。根据土地变化的可持续性评价模型，建立灌区土地变化的可持续性评价指标体系，选取能全面、系统的反映出评价对象的指标，运用层次分析法和加权综合分析法，在ArcGIS9.3环境下，通过图层叠加、栅格计算，运用综合评价模型进行图像空间运算，得出1988、2001、2011年三个时期的可持续等级发展水平，生成土地变化的可持续性综合指数分布图。从区域可持续水平等级结构来看，研究区可持续状况以基本可持续和全面可持续为主，基本可持续和全面可持续水平面积渐增长；不可持续面积逐步减少。从空间分布上看，三个时期的可持续水平等级分布趋势大致相同，由北向南逐级递减。全面可持续区域的主要分布在农用地、滩涂和水域，在研究区的北部地区；靠近城市的研究区南部三个时期的可持续发展水平比较低，这个区域主要分布在城镇建设用地范围内。从时间动态上看，研究区可持续水平趋向好的方向发展。
二、苏南某市农田土壤环境质量评价及其分级（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、苏南某市农田土壤环境质量评价及其分级（论文提纲范文）
（1）重金属污染对水稻土微生物及酶活性影响研究进展（论文提纲范文）
| 1 土壤–水稻系统重金属污染的来源 |
| 1.1 自然污染源 |
| 1.2 人为污染源 |
| 2 重金属污染对水稻土微生物的影响 |
| 2.1 重金属污染对土壤微生物生物量的影响 |
| 2.2 重金属污染对土壤微生物群落的影响 |
| 3 重金属污染对水稻土微生物活性及酶活性的影响 |
| 3.1 重金属污染对水稻土呼吸强度的影响 |
| 3.2 重金属污染对水稻土酶活性的影响 |
| 4 问题与展望 |
| 4.1 存在问题 |
| 4.2 展望 |
（2）雄安涉重企业周边重金属污染农田螯合诱导-植物修复技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章引言 |
| 1.1 选题意义 |
| 1.2 主要研究目的 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 主要创新之处 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 我国农田土壤重金属污染 |
| 2.1.1 我国农田土壤重金属污染现状 |
| 2.1.2 农田土壤重金属污染来源 |
| 2.2 农田土壤重金属污染风险及评价方法 |
| 2.2.1 农田土壤重金属污染风险 |
| 2.2.2 农田土壤重金属污染风险评价方法 |
| 2.3 农田重金属污染修复技术 |
| 2.4 螯合诱导-植物修复技术 |
| 2.4.1 螯合剂的分类 |
| 2.4.2 超积累植物 |
| 2.4.3 螯合诱导-植物修复技术的环境效应 |
| 第三章 雄安新区涉重企业周边农田土壤重金属污染特征研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 土壤样品及小麦样品的采集与处理 |
| 3.2.3 供试仪器和试剂 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.2.5 评价方法 |
| 3.2.6 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 农田土壤重金属含量特征及分析 |
| 3.3.2 农田土壤Cd和Pb有效态含量特征及分析 |
| 3.3.3 小麦籽粒Cd、Pb含量及风险特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 螯合诱导-红叶菾菜修复技术研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料 |
| 4.2.2 研究方案 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 结果计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 施加不同螯合剂对土壤有效态重金属含量的影响 |
| 4.3.2 施加不同螯合剂对植物吸收重金属的的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 螯合诱导-红叶菾菜修复技术的土壤微生态效应研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试材料 |
| 5.2.2 研究方案 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 螯合诱导-红叶菾菜修复技术对土壤p H和养分含量的影响 |
| 5.3.2 螯合诱导-红叶菾菜修复技术对植物生长的影响 |
| 5.3.3 螯合诱导-红叶菾菜修复技术对土壤微生物的影响 |
| 5.3.4 螯合剂在土壤中的降解和残留 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 施加螯合剂土壤重金属活化与植物吸收的动态分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 研究方案 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.2.4 结果计算 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 施加螯合剂后植物的生物量和生长速率动态变化 |
| 6.3.2 土壤重金属活化量与植物吸收重金属量的关系 |
| 6.3.3 土壤重金属活化速率与植物吸收速率的关系 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 全文结论与展望 |
| 7.1 全文结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文及参与课题 |
| 致谢 |
（3）生物质炭施用对重金属污染水稻土有机碳矿化和微生物群落结构的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农田土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染的来源 |
| 1.1.2 我国农田土壤重金属污染现状 |
| 1.2 重金属污染对土壤有机碳矿化的影响 |
| 1.3 重金属对微生物生物量及群落结构的影响 |
| 1.3.1 重金属污染对土壤微生物量的影响 |
| 1.3.2 重金属污染对土壤微生物丰度和群落结构的影响 |
| 1.4 生物质炭的研究进展 |
| 1.4.1 生物质炭对土壤有机质稳定性的影响 |
| 1.4.2 生物质炭对土壤微生物的影响 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 供试土壤及材料概况 |
| 2.1.1 供试土壤概况 |
| 2.1.2 供试材料 |
| 2.2 样品采集及测定 |
| 2.2.1 样品的采集及预处理 |
| 2.2.2 实验设计与方案 |
| 2.2.3 样品的测定方法 |
| 2.3 数据处理及统计分析 |
| 第三章 生物质炭施用对不同程度重金属污染的水稻土有机碳矿化的影响 |
| 3.1 结果与分析 |
| 3.1.1 生物质炭施用对不同程度重金属污染的水稻土有机碳矿化的影响 |
| 3.1.2 生物质炭施用对外源污染处理的水稻土有机碳矿化的影响 |
| 3.2 讨论 |
| 3.2.1 生物质炭施用对重金属污染水稻土有机碳矿化和有机碳库的影响 |
| 3.2.2 生物质炭施用对重金属污染水稻土的激发效应的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 生物质炭施用对重金属污染水稻土微生物群落结构的影响 |
| 4.1 结果 |
| 4.1.1 生物质炭施用对重金属污染水稻土细菌群落结构的影响 |
| 4.1.2 生物质炭施用对重金属污染水稻土真菌群落结构的影响 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 生物质炭施用对重金属污染水稻土细菌和真菌多样性的影响 |
| 4.2.2 生物质炭施用对重金属污染水稻土群落结构的影响 |
| 4.2.3 环境因子对重金属污染水稻土群落结构的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 全文结论及展望 |
| 5.1 全文主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
（4）基于UNMIX模型的农田土壤重金属源解析及污染损失评价 ——以南方某镇为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状与存在问题 |
| 1.2.1 源解析方法研究现状 |
| 1.2.2 污染损失评价研究现状 |
| 1.2.3 存在问题与发展趋势 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 选题范围及项目依托 |
| 1.3.2 研究内容及创新点 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 自然地理状况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气候 |
| 2.1.3 水文 |
| 2.1.4 成土母质与土壤 |
| 2.2 交通路网状况 |
| 2.3 社会经济状况 |
| 2.4 重金属来源 |
| 2.5 数据来源 |
| 3 理论与方法 |
| 3.1 源解析分析方法 |
| 3.1.1 UNMIX分析方法 |
| 3.1.2 源解析工具特点比较 |
| 3.2 污染损失评价方法 |
| 3.2.1 原理 |
| 3.2.2 算法 |
| 4 土壤重金属污染源解析 |
| 4.1 研究区土壤重金属的统计特征 |
| 4.2 研究区土壤重金属源解析 |
| 4.2.1 因子分析步骤与结果 |
| 4.2.2 UNMIX分析步骤与结果 |
| 4.2.3 源解析结果比较 |
| 4.3 模型验证与研究区调查 |
| 4.3.1 验证方法 |
| 4.3.2 研究区典型重金属浓度分布图及详情调查 |
| 5 污染损失评价 |
| 5.1 参数确定与等级划分 |
| 5.2 重金属污染损失率与评价结果 |
| 5.3 土壤重金属污染的经济损失估算与措施建议 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 问题与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（5）砂田土壤生化性质空间异质性分析及质量综合评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤生化性质空间异质性研究 |
| 1.2.2 土壤属性空间预测模型研究 |
| 1.2.3 土壤质量评价 |
| 1.3 拟解决的科学问题 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 研究方法概述 |
| 2.3.1 土壤性质测定 |
| 2.3.2 地形因子提取 |
| 2.3.3 数据处理 |
| 第三章 砂田土壤养分空间异质性 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 土壤养分含量测定 |
| 3.1.2 地形因子提取 |
| 3.1.3 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 土壤养分含量描述统计特征 |
| 3.2.2 土壤养分含量半方差分析 |
| 3.2.3 土壤养分含量空间自相关 |
| 3.2.4 土壤养分含量空间分布 |
| 3.2.5 土壤养分空间异质性影响因素 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 砂田土壤酶活性空间异质性 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 土壤酶活性测定 |
| 4.1.2 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 土壤酶活性描述统计特征 |
| 4.2.2 土壤酶活性半方差分析 |
| 4.2.3 土壤酶活性空间自相关 |
| 4.2.4 土壤酶活性空间分布 |
| 4.2.5 土壤酶活性空间异质性影响因素 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 砂田土壤重金属空间异质性 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 土壤重金属含量测定 |
| 5.1.2 数据处理 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 土壤重金属含量描述统计特征 |
| 5.2.2 土壤重金属含量半方差分析 |
| 5.2.3 土壤重金属含量空间自相关 |
| 5.2.4 土壤重金属含量空间分布 |
| 5.2.5 土壤重金属源解析 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 不同方法预测土壤属性空间分布对比研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 样品分析 |
| 6.1.2 精度评价 |
| 6.1.3 数据处理 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 土壤阳离子交换量描述统计特征 |
| 6.2.2 土壤阳离子交换量与环境因子的相关分析 |
| 6.2.3 回归模型 |
| 6.2.4 随机森林模型 |
| 6.2.5 土壤阳离子交换量空间分布 |
| 6.2.6 不同方法下土壤阳离子交换量空间分布预测精度 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 砂田土壤质量综合评价 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 土壤肥力质量评价方法 |
| 7.1.2 土壤重金属污染评价方法 |
| 7.1.3 土壤质量指数综合评价方法 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 土壤肥力质量评价 |
| 7.2.2 土壤重金属污染评价 |
| 7.2.3 土壤质量综合评价 |
| 7.3 小结 |
| 第八章 主要结论及需要进一步研究的问题 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要研究进展 |
| 8.3 需要进一步研究的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）山东省J县农田土壤与农作物重金属污染分析（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 重金属污染的危害及研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属污染的危害 |
| 1.2.2 研究进展 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理环境 |
| 2.1.2 自然资源 |
| 2.2 试剂与仪器 |
| 2.2.1 试剂 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.3 样品采集 |
| 2.3.1 土壤样品的采集 |
| 2.3.2 农作物样品的采集 |
| 2.4 样品预处理 |
| 2.4.1 土壤样品预处理 |
| 2.4.2 农作物样品预处理 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 土壤重金属的分析方法 |
| 2.5.2 农产品中重金属的分析方法 |
| 2.5.3 不同农作物重金属富集能力分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土壤中重金属含量测定结果 |
| 3.1.1 镉含量测定结果与分析 |
| 3.1.2 汞含量测定结果与分析 |
| 3.1.3 砷含量测定结果与分析 |
| 3.1.4 铅含量测定结果与分析 |
| 3.1.5 铬含量测定结果与分析 |
| 3.2 土壤重金属污染分析 |
| 3.3 农作物中重金属含量测定结果 |
| 3.3.1 小麦重金属测定结果 |
| 3.3.2 玉米重金属测定结果 |
| 3.3.3 西红柿重金属测定结果 |
| 3.3.4 黄瓜重金属测定结果 |
| 3.3.5 土豆重金属测定结果 |
| 3.3.6 芹菜重金属测定结果 |
| 3.4 农作物中重金属评价分析 |
| 3.4.1 小麦重金属评价分析 |
| 3.4.2 玉米重金属评价分析 |
| 3.4.3 西红柿重金属评价分析 |
| 3.4.4 黄瓜重金属评价分析 |
| 3.4.5 土豆重金属评价分析 |
| 3.4.6 芹菜重金属评价分析 |
| 3.4.7 小结 |
| 3.5 不同农作物的重金属富集能力分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 关于农田土壤重金属的讨论 |
| 4.2 关于农作物重金属含量的讨论 |
| 4.3 农作物重金属富集能力讨论 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）吉林省主要城市城郊土壤—蔬菜系统中有机氯农药残留及风险研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及意义 |
| 1.1.1 选题依据 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤有机氯农药的残留及其来源 |
| 1.2.2 城郊土壤-蔬菜系统中有机氯农药的残留 |
| 1.2.3 基于地统计分析的有机氯农药的空间分布特征 |
| 1.2.4 城郊菜地土壤-蔬菜系统中有机氯农药的环境风险评价 |
| 1.3 论文研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.3.1 论文主要研究内容 |
| 1.3.2 论文技术路线 |
| 1.3.3 论文创新点 |
| 第二章 吉林省主要城市郊区菜地土壤有机氯农药残留及水平分布研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 样品采集与处理 |
| 2.1.3 试剂及药品 |
| 2.1.4 提取及净化 |
| 2.1.5 仪器分析条件 |
| 2.1.6 质量控制及质量保证 |
| 2.1.7 数据分析 |
| 2.2 城郊菜地土壤理化性质特征 |
| 2.2.1 土壤pH分布特征 |
| 2.2.2 土壤有机质分布特征 |
| 2.3 城郊菜地土壤有机氯农药残留状况及组成分析 |
| 2.3.1 长春市城郊菜地土壤有机氯农药的含量及组成分析 |
| 2.3.2 吉林市城郊菜地土壤有机氯农药的含量及组成分析 |
| 2.3.3 四平市城郊菜地土壤有机氯农药的含量及组成分析 |
| 2.3.4 研究区城郊菜地土壤有机氯农药残留的差异性分析 |
| 2.4 城郊菜地土壤有机氯农药来源分析 |
| 2.4.1 长春市城郊菜地土壤有机氯农药来源分析 |
| 2.4.2 吉林市城郊菜地土壤有机氯农药来源分析 |
| 2.4.3 四平市城郊菜地土壤有机氯农药来源分析 |
| 2.5 城郊菜地土壤有机氯农药水平分布特征 |
| 2.5.1 长春市城郊菜地土壤有机氯农药水平分布特征 |
| 2.5.2 吉林市城郊菜地土壤有机氯农药水平分布特征 |
| 2.5.3 四平市城郊菜地土壤有机氯农药水平分布特征 |
| 本章小结 |
| 第三章 城郊土壤-蔬菜系统中有机氯农药残留及影响因素 |
| 3.1 样品采集与分析 |
| 3.1.1 蔬菜样品采集 |
| 3.1.2 样品处理与分析 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 城郊菜地蔬菜可食用部分中有机氯农药残留 |
| 3.3 土壤pH和有机质对土壤中有机氯农药残留含量的影响 |
| 本章小结 |
| 第四章 吉林省主要城市郊区菜地有机氯农药风险评价 |
| 4.1 城郊菜地土壤中有机氯农药生态风险评价 |
| 4.1.1 长春市城郊菜地土壤中有机氯农药生态风险评价 |
| 4.1.2 吉林市城郊菜地土壤中有机氯农药生态风险评价 |
| 4.1.3 四平市城郊菜地土壤中有机氯农药生态风险评价 |
| 4.2 城郊菜地土壤中有机氯农药人体健康风险评价 |
| 4.2.1 长春市城郊菜地土壤中有机氯农药人体健康风险评价 |
| 4.2.2 吉林市城郊菜地土壤中有机氯农药人体健康风险评价 |
| 4.2.3 四平市城郊菜地土壤中有机氯农药人体健康风险评价 |
| 4.3 城郊蔬菜中有机氯农药的人体健康风险评价 |
| 本章小结 |
| 第五章 吉林省主要城市郊区菜地土壤环境质量评价与等级区划 |
| 5.1 土壤环境质量评价的方法与标准 |
| 5.1.1 评价方法 |
| 5.1.2 评价标准 |
| 5.2 城郊菜地土壤环境质量评价 |
| 5.2.1 长春市城郊菜地土壤环境质量评价 |
| 5.2.2 吉林市城郊菜地土壤环境质量评价 |
| 5.2.3 四平市城郊菜地土壤环境质量评价 |
| 5.3 城郊菜地土壤环境质量等级区划 |
| 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
（8）农村居民点复垦耕地土壤质量评价方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外相关研究概述 |
| 1.2.1 土壤质量评价相关研究概述 |
| 1.2.2 复垦耕地土壤相关研究概述 |
| 1.2.3 已有研究述评 |
| 1.3 研究内容与研究意义 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.4 研究思路与论文结构 |
| 1.4.1 研究思路 |
| 1.4.2 论文结构 |
| 第二章 基于可持续性理论的土壤质量评价框架构建 |
| 2.1 土壤质量与评价 |
| 2.1.1 土壤质量与相关概念 |
| 2.1.2 土壤质量评价 |
| 2.2 土壤质量评价的理论基础 |
| 2.2.1 主要理论基础 |
| 2.2.2 可持续性理论 |
| 2.3 土壤质量评价研究框架的构建 |
| 第三章 农村居民点复垦耕地土壤质量评价技术 |
| 3.1 农村居民点复垦耕地土壤质量评价指标体系的构建 |
| 3.1.1 复垦耕地土壤质量评价指标体系的构建思路 |
| 3.1.2 复垦耕地土壤质量参评指标的隶属度归一化 |
| 3.2 农村居民点复垦耕地土壤质量评价的指标权重确定 |
| 3.2.1 指标确权依据与方法选择 |
| 3.2.2 指标确权步骤及计算结果 |
| 3.3 基于突变级数的农村居民点复垦耕地土壤质量综合评价 |
| 第四章 典型农村居民点复垦耕地土壤质量评价案例研究 |
| 4.1 案例概况与数据来源 |
| 4.1.1 案例背景与土壤样品采集 |
| 4.1.2 样品处理与指标测试方法 |
| 4.2 典型农村居民点复垦耕地土壤主要理化性质变化 |
| 4.2.1 主要理化性质的总体特征 |
| 4.2.2 主要理化性质的时空变化 |
| 4.3 典型农村居民点复垦耕地土壤质量变化 |
| 4.3.1 土壤质量的总体特征 |
| 4.3.2 土壤质量的时空变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论与特色 |
| 5.1.1 研究结论 |
| 5.1.2 主要特色 |
| 5.2 研究不足与展望 |
| 5.2.1 主要不足 |
| 5.2.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 研究生期间主要成果 |
| 致谢 |
（9）许昌市基本农田土壤环境质量调研（论文提纲范文）
| 1 调查范围基本情况 |
| 2 样品采集与分析 |
| 2.1 样品制备 |
| 2.2 样品前处理 |
| 3 评价方法 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 土壤理化性质监测结果 |
| 4.2 土壤无机项目监测结果 |
| 4.3 土壤有机项目监测结果 |
| 5 综合评价 |
| 5.1 单因子评价结果 |
| 5.2 综合评价结果 |
| 6 结论与建议 |
（10）基于引黄灌区土地变化的可持续性评价研究 ——以开封市黑、柳灌区四乡为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 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 研究综述 |
| 1.2.1 土地变化对全球变化的意义 |
| 1.2.2 土地变化是可持续性科学的主题 |
| 1.2.3 土地变化对土壤质量的影响 |
| 1.2.4 我国土地变化科学的研究重点 |
| 1.3 研究思路和组织结构 |
| 1.3.1 研究思路 |
| 1.3.2 论文组织结构 |
| 1.4 研究方法和技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 研究区选择与概况 |
| 2.1 开封引黄灌区概况 |
| 2.1.1 基本情况 |
| 2.1.2 引黄的优势与地位 |
| 2.1.3 开封引黄灌区的发展历程 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.2.1 地形、地貌 |
| 2.2.2 气候 |
| 2.2.3 水文 |
| 2.2.4 自然灾害 |
| 3 数据收集与研究内容 |
| 3.1 数据采集与处理 |
| 3.1.1 土壤数据 |
| 3.1.2 气象数据 |
| 3.1.3 遥感数据 |
| 3.2 研究内容 |
| 4 土地利用的时空变化特征及预测 |
| 4.1 土地利用变化转移矩阵分析 |
| 4.1.1 GIS 方法提取数据 |
| 4.1.2 结果分析 |
| 4.2 动态变化模型分析 |
| 4.2.1 土地资源数量变化模型 |
| 4.2.2 土地利用程度变化模型 |
| 4.3 基于马尔柯夫模型的土地利用变化预测 |
| 4.3.1 马尔柯夫模型原理及概述 |
| 4.3.2 预测数据处理 |
| 4.3.3 初始状态矩阵及土地利用转移概率的确定 |
| 4.3.4 模型的检验 |
| 4.3.5 模型预测 |
| 4.4 小结 |
| 5 土地变化对土壤质量空间分布特征研究 |
| 5.1 地统计分析介绍 |
| 5.2 克里格法介绍 |
| 5.2.1 克里格理论基础 |
| 5.2.2 普通克里格原理 |
| 5.2.3 土壤重金属克里格法应用 |
| 5.3 重金属含量与空间分布特征研究 |
| 5.3.1 土壤重金属含量统计分析 |
| 5.3.2 离群值（异常值）识别 |
| 5.3.3 土壤重金属变异函数拟合 |
| 5.3.4 土壤重金属空间分布趋势分析 |
| 5.3.5 土壤重金属空间自相关性分析 |
| 5.3.6 土壤重金属空间分布影响因素分析 |
| 5.4 土壤重金属含量空间插值 |
| 5.5 小结 |
| 6 土壤重金属污染评价与来源分析 |
| 6.1 评价标准 |
| 6.2 土壤重金属污染指数评价 |
| 6.2.1 内梅罗指数法 |
| 6.2.2 地累积指数法 |
| 6.2.3 污染负荷指数法 |
| 6.3 研究区土壤重金属污染指数评价结果 |
| 6.3.1 内梅罗指数评价结果 |
| 6.3.2 地累积指数评价结果 |
| 6.3.3 污染负荷指数法评价结果 |
| 6.3.4 污染评价结果插值分析 |
| 6.4 土壤重金属生态风险评估 |
| 6.4.1 潜在生态风险指数法 |
| 6.4.2 评价结果 |
| 6.5 土壤重金属污染来源分析 |
| 6.5.1 土壤重金属污染的主要来源 |
| 6.5.2 基于统计分析法的土壤重金属污染物影响因素解析 |
| 6.5.3 重金属污染影响因素的定量分析 |
| 6.5.4 影响因素分析结果 |
| 6.6 小结 |
| 7 土壤重金属含量和分布预测 |
| 7.1 土壤重金属含量预测方法与模型 |
| 7.1.1 土壤重金属预测模型 |
| 7.1.2 土壤重金属累积预测 |
| 7.2 研究区 2021 年土壤重金属含量预测结果 |
| 7.3 小结 |
| 8 土地变化的可持续性评价 |
| 8.1 评价原理与指标选取 |
| 8.1.1 评价原理 |
| 8.1.2 指标的选取 |
| 8.2 研究方法和评价标准 |
| 8.2.1 评价方法 |
| 8.2.2 评价标准 |
| 8.2.3 指标数据的标准化 |
| 8.3 权重的确定 |
| 8.4 计算与结果分析 |
| 8.5 本章小结 |
| 9 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文与着作目录 |
四、苏南某市农田土壤环境质量评价及其分级（论文参考文献）
- [1]重金属污染对水稻土微生物及酶活性影响研究进展[J]. 刘娟,张乃明,于泓,张靖宇,李芳艳,于畅,杜红蝶. 土壤, 2021(06)
- [2]雄安涉重企业周边重金属污染农田螯合诱导-植物修复技术研究[D]. 马叶. 山东师范大学, 2021(12)
- [3]生物质炭施用对重金属污染水稻土有机碳矿化和微生物群落结构的影响[D]. 赵熙君. 南京农业大学, 2019(08)
- [4]基于UNMIX模型的农田土壤重金属源解析及污染损失评价 ——以南方某镇为例[D]. 曹佳艺. 中国地质大学(北京), 2019(02)
- [5]砂田土壤生化性质空间异质性分析及质量综合评价[D]. 张兴. 宁夏大学, 2019(02)
- [6]山东省J县农田土壤与农作物重金属污染分析[D]. 刘倩. 山东农业大学, 2019(01)
- [7]吉林省主要城市城郊土壤—蔬菜系统中有机氯农药残留及风险研究[D]. 张静静. 中国科学院研究生院(东北地理与农业生态研究所), 2016(01)
- [8]农村居民点复垦耕地土壤质量评价方法研究[D]. 周兵兵. 南京大学, 2015(05)
- [9]许昌市基本农田土壤环境质量调研[J]. 马俊峰,张旭,方恒. 中国新技术新产品, 2013(12)
- [10]基于引黄灌区土地变化的可持续性评价研究 ——以开封市黑、柳灌区四乡为例[D]. 张鹏岩. 河南大学, 2013(12)
标签：重金属论文; 生物质论文; 土壤重金属污染论文; 水稻土论文; 土壤环境质量标准论文;