一、某有色金属矿区农作物食品安全初步研究（论文文献综述）
王雅乐[1]（2021）在《钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究》文中进行了进一步梳理我国北方部分小麦主产区土壤Cd污染严重,威胁小麦安全生产。目前,关于我国南方酸性水稻田Cd污染修复方面的研究相对较多,针对北方碱性小麦田Cd污染的修复技术研究较少。在南方酸性水稻田Cd污染修复研究中获得的修复材料、产品及技术模式并不完全适应于北方碱性Cd污染小麦田土壤。因此,加强北方碱性小麦田土壤Cd污染修复,降低小麦籽粒Cd累积,对保障小麦安全生产具有重要意义。本文研究了巯基改性粘土材料在碱性Cd污染土壤中的钝化阻控效果及机制,乙二胺二琥珀酸（EDDS）强化孔雀草、美洲商陆和龙葵对碱性土壤Cd污染修复效率和环境效应,探究了孔雀草提取-钝化联合对碱性Cd污染土壤的修复效应,并进一步研究了MnSO4对小麦Cd积累的抑制作用及机制。主要结果如下:（1）在碱性Cd污染土壤中施加巯基改性粘土材料,促进土壤中可交换态Cd向Fe/Mn氧化物结合态Cd转换,降低淋出液中Cd的淋出率（75.98-77.70%）,但对元素Cu和Zn的影响较小;巯基改性粘土材料对土壤Cd的钝化作用迅速（1 d）、效果显着（44.89-62.39%）,且不受重金属提取剂淋溶作用的影响。土壤灭菌处理改变土壤微生物的结构和功能。与巯基坡缕石（MPAL）处理的自然土壤相比,MPAL处理的灭菌土壤中的稳定态Cd比例显着增加（36.62-50.00%）,MPAL在灭菌土壤中的钝化效果优于自然土壤。另外,施加MPAL对土壤微生物群落结构和多样性的影响较小。小麦盆栽试验结果表明,施加MPAL促进土壤大团聚体（>0.25mm）中的Cd向小团聚体（<0.048mm）转移,同时降低大团聚体中的有效态Cd含量。在碱性Cd污染土壤中施加0.1%MPAL使两种小麦籽粒Cd含量由0.57和0.44 mg·kg-1降低到0.10和0.09 mg·kg-1。（2）在碱性Cd污染土壤中,土壤溶液中的重金属浓度在施加EDDS后7 d逐渐增加,随EDDS降解逐渐降低;施加30-35d后,EDDS对Cd的强化作用消失;一次施加EDDS对土壤溶液中重金属的活化作用优于两次施加。三种超富集植物在碱性Cd污染土壤中的提取效率为:孔雀草（3.43%）>龙葵（2.30%）>美洲商陆（0.07%）;以合适的方式施加EDDS后,孔雀草、龙葵和美洲商陆的修复效率提高1.38%、1.35%和0.52%。另外,土壤pH值、重金属含量和酶活性的变化均与EDDS的施加时期显着相关。（3）两年连续试验结果表明,孔雀草收获时,土壤中施加的EDDS并未完全降解,EDDS-Cd复合物不能被小麦根系吸收;施加EDDS增加土壤pH值,不影响土壤中Cd的形态分布。施加EDDS增加孔雀草的Cd提取量,但没有显着降低轮作小麦籽粒Cd含量。施加MPAL不改变土壤pH值,增加土壤稳定态Cd含量,显着降低土壤有效态Cd含量。施加0.1%MPAL使低Cd积累小麦籽粒Cd含量从0.35 mg·kg-1降低到0.05 mg·kg-1,低于国家标准限值0.1 mg·kg-1（GB 2762-2017）,且对小麦籽粒的Fe、Mn、Cu和Zn含量无显着影响。第一季施加EDDS不影响MPAL的钝化效果。与单一施加MPAL处理相比,EDDS强化孔雀草提取-MPAL钝化联合处理没有显着降低小麦籽粒Cd含量。（4）土施0.05-0.2%MnSO4使小麦籽粒Cd含量降低24.16-63.44%。施用MnSO4增加小麦根部Mn含量,通过Mn与Cd之间的拮抗作用,降低小麦根部对Cd的吸收;且减少Cd从小麦节点1到节间1、穗轴到小麦籽粒的向上运输。小麦节点2-4可限制Cd和Mn元素的转运,节点1和穗轴可限制Cd的转运而不影响Mn的转运。小麦不同组织的离子组学空间分布与小麦生长形态一致,施加MnSO4改变了小麦根部、节点、颖壳和籽粒的离子组学组成,小麦根部的离子组学变化最为显着。
李丹[2]（2021）在《燃用后选煤副产品中环境敏感微量元素归趋及其效应》文中研究说明选煤是煤炭生产中不可或缺的一个阶段,通过选煤,原煤被加工成精煤,同时产生选煤副产品（煤矸石、煤泥和中煤）。选煤副产品是含有少量煤和许多杂质的复杂混合物,因其富集灰分、硫分和微量元素,热值低,被认为是劣质燃料。近年来,为处置日益增多的选煤副产品,同时也为缓解能源短缺问题,选煤副产品综合利用被大力倡导,其中燃用选煤副产品发电是选煤副产品综合利用的主要途径之一。然而,选煤副产品综合利用过程中引发的二次环境污染长期以来被忽视,关于此类问题的研究十分有限。不同类型选煤副产品（煤矸石、煤泥和中煤）的品质（热值、灰分和微量元素含量等）存在较大差异,为全面了解、同时也为横向比较分析不同类型选煤副产品燃用企业周边环境污染状况,本文选取六盘水某煤矸石电厂、萍乡某煤矸石电厂、济宁某煤泥电厂和大同某中煤电厂（涵盖不同类型的选煤副产品燃用电厂）这类代表性的选煤副产品燃用企业周边区域作为研究区,采集土壤和农作物样品,基于11种环境敏感微量元素（Be、Cd、Co、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Sb、V和Zn）在土壤中含量、形态分布特征以及农作物各组织中分布规律,分析土壤样品中各微量元素间的关联特征以及农作物对元素的富集特征,揭示微量元素迁移转化特征,评估研究区周边土壤及农作物污染状况和健康风险,对比选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂,以及不同类型选煤副产品燃用电厂周边环境污染特征,总结选煤副产品综合利用存在的主要问题并提出相关改进建议,结论概括如下:（1）结合各研究区土壤样品环境敏感微量元素描述性统计结果,总量和形态分布特征,以及Pearson相关性分析和聚类分析（Ward法）结果,选煤副产品燃用电厂对周边土壤环境产生了不利影响,微量元素已在研究区土壤中不同程度累积。土壤微量元素Sace（酸可提取态）能反映人类活动尤其是近期污染行为对环境的影响,而研究区土壤大部分元素的Sace随距离变化曲线规律大体符合高架点源排放污染物的地面浓度分布规律。选煤副产品燃用电厂尾气排放及其干湿沉积,作为研究区土壤的稳定外源,使得土壤中的微量元素脱离原有的集群,形成新的集群,这些集群可以用选煤副产品中元素的不同赋存模式来解释。（2）结合单因子标准指数法、内梅罗综合指数法、风险评价编码法和潜在生态风险指数法（综合考量元素总量、形态和毒性）的评价结果可知,研究区土壤受到不同程度的元素污染,污染程度依煤矸石电厂>煤泥电厂>中煤电厂递减。随着电厂用煤品质的提高,电厂微量元素排放物对环境的不利影响可得到有效降低。此外,电厂的运行时间及污染物治理情况亦是影响电厂周边土壤环境污染程度的重要因素。电厂污染物排放情况虽受其时代背景影响,差别较大,但随着我国政府对电厂排放管理的日趋严格,电厂污染物减排卓有成效。（3）选煤副产品燃用电厂周边部分农作物样品可食用组织中部分元素含量超过食品安全标准,健康风险评估表明长期摄入这些农作物会给居民带来健康风险。农作物玉米中微量元素的含量在很大程度上取决于土壤中相同元素的生物有效组分,而不是它们的总含量。农作物不同组织对同一元素的积累能力不同,且同一农作物组织对不同元素的积累能力也有差别。（4）相较文献已报道的国内外燃煤电厂周边土壤环境污染状况,本文研究的六盘水和萍乡两个煤矸石电厂周边土壤微量元素污染程度处于相对高位,而大同某中煤电厂和济宁某煤泥电厂周边土壤环境污染程度一般。因选煤副产品燃用电厂装机容量远小于一般燃煤电厂,其引发的环境污染尤其值得重视。（5）选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂周边农作物均呈现出污染态势,农作物自身的生理特性是影响其吸收微量元素能力的重要因素之一,在监管电厂这类大气污染型企业周边农业活动时,应有意识地规避那些富集吸收重金属类元素能力强的农作物,如叶菜类。（6）综合考虑元素总量、形态和毒性评价表现,Co、Cd、Mn、Pb和Sb是选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂周边土壤环境中存在较大环境风险的几种元素,需要重点关注。（7）选煤副产品综合利用是一把双刃剑,利用不当必然造成二次环境污染。以环境友好的方式利用选煤副产品显然比追求经济利益更重要。针对选煤副产品综合利用存在的问题提出了相关改进建议,包括:建立选煤副产品标准化检验方法和分类指南;科学规划,合理选址;制定选煤副产品综合利用企业的污染物行业排放标准,实施总量控制;优化管理体系;建立全过程跟踪管理系统;制定鼓励选煤厂技术创新的政策。世界各国正积极尝试从选煤副产品这类劣质燃料中收获能源,然而,本论文显示不同类型选煤副产品燃用电厂均对周边环境造成了微量元素污染,其中煤矸石电厂尤为严重,对比选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂的装机容量,这值得引起重视。选煤副产品综合利用存在诸多问题,其燃用需慎重。不建议不经预处理就直接燃用选煤副产品,需要通过更合适的技术来利用它们。
杨轶男[3]（2021）在《某矿区儿童环境铅暴露健康风险评价及影响因素研究》文中认为目的:本研究通过检测矿区空气、土壤、饮水、饮食等各环境介质铅（Pb）含量,旨在揭示矿区儿童Pb外暴露现状;将儿童铅暴露-吸收-生物动力学综合模型（Integrated Exposure Uptake Biokinetic,IEUBK）结合矿区环境参数,构建本土化矿区IEUBK模型,并与实际检测儿童的血Pb含量进行对比分析,探讨矿区IEUBK模型实用性;从儿童行为、父母职业与及居住环境等方面集成研究矿区儿童Pb暴露影响因素,为矿区儿童Pb暴露治理提供科学依据。方法:（1）按照典型性、重点性、可行性原则选择中国北方某矿区为研究现场,根据污染程度选择5个外环境空气采样点,根据当地河流走向设置6个地表水监测断面,在矿区农田设置30个土壤监测点,在矿区社区设置15个室内空气监测点,15个室内积尘监测点,随机采集收获期自产玉米30份,自产蔬菜30份,市场采购食品36份,进行外暴露Pb含量测定;采用单因子污染指数法和综合污染指数法进行Pb污染评价;采用风险商（HQ）进行Pb非致癌健康风险评价,采用超额终生癌症风险（ILCR）进行Pb致癌健康风险评价。（2）选择矿区儿童569名为研究对象,进行血Pb及尿肾功监测,采用一对一问答式对其监护人进行调查。（3）利用美国环保署EPA提出的IEUBK模型结合研究现场环境参数构建本土化矿区儿童铅暴露-吸收-生物动力学综合模型并进行验证分析。采用SAS9.3、SPSS26.0等统计软件进行儿童Pb暴露影响因素单因素及多因素分析。结果:（1）矿区采暖期Pb单因子污染指数是非采暖期的3.0倍,枯水期Pb浓度为丰水期的59.04倍;Pb在蔬菜地、玉米地土壤中的超标率分别为37.50%和52.94%,最大超标倍数分别为0.8和2.50倍;室内空气中Pb仅在采暖期存在超标现象,超标率达到了25.45%;室内积尘Pb的超标率高达100%,最大超标倍数17.20倍;家庭自产叶菜类蔬菜、根茎类蔬菜、其他蔬菜中Pb的超标率分别为66.67%、14.29%、35.0%,明显高于市场采购蔬菜,自产玉米Pb不存在超标现象。（2）矿区人群不同暴露途径Pb的暴露水平依次为:经消化道>经呼吸>经皮肤,经消化道的暴露量占总暴露水平的98.21%;经呼吸道、消化道、皮肤接触HQ分别为3.20、5.54、3.01×10-3,ILCR经呼吸道、消化道分别为4.96×10-7、5.64×10-6。（3）矿区儿童血Pb中位数为10.61μg/dl,四分位数间距为4.33μg/dl～19.32μg/dl;矿区儿童血Pb与铝（Al）、钒（V）、铬（Cr）、锰（Mn）、镍（Ni）、锌（Zn）、砷（As）之间呈正相关,与Cr相关系数最大,rs=0.437;与铜呈负相关。（4）多重线性回归多因素显示:每天平均在马路上时间超过2小时、每周吃牛奶奶粉3～4次、混合喂养、人工喂养时间9个月以上均是导致矿区儿童血Pb含量升高的主要因素。（5）利用矿区环境参数构建本土化IEUBK模型,预测显示儿童血Pb浓度及其超过观察值10μg/dl在不同年龄组分别为:0～岁组浓度2.18μg/dl,概率0.06%;1～岁组浓度4.35μg/dl,概率3.84%;2～岁组浓度5.3μg/dl,概率8.84%;3～岁组浓度6.16μg/dl,概率15.12%;4～岁组浓度6.23μg/dl,概率15.71%;5～岁组浓度6.38μg/dl,概率16.93%;6～岁组浓度6.56μg/dl,概率18.47%。结论:矿区采暖期空气、枯水期饮水中铅含量增高,当时农产品铅含量超标,环境治理仍需加强;儿童血铅水平较低,仍需长期观察研究;父母既往职业暴露、住房装修时间长短与儿童血铅存在关联;矿区儿童体内钒、锰、镍元素与血铅呈正相关;儿童每天超过2小时在马路是血铅水平的危险因素,婴儿期喂养方式影响儿童血铅水平,乳制品是血铅水平的保护因素。IEBUK模型预测效果在1,2,5,6年龄段表现良好,在0,3,4年龄段还需要优化模型暴露参数。
王丹丹[4]（2020）在《矿山固废堆积体生态修复与耕植技术研究》文中研究说明矿产资源是我国经济发展的重要产业,在国家经济和矿产行业相互推动的作用下,人们对矿产资源的需求量变大,利用率提高,矿山开采量提升,然而矿产在整个运行过程中会产生一系列极其严重的环境问题,如尾矿排放造成大面积山体被破坏或者被占用,影响山体的稳定性,更会发生岩体崩塌和滑坡等地质灾害问题,加上尾矿库的高势能会在暴雨天气下引起人造泥石流的危害,尾矿本身就含有较多的重金属元素,会破坏土壤和地表水质量,给周围居民的身体健康造成伤害。生态文明建设是国家环境治理的基本理念,将经济和文明建设结合是推进绿色发展的前提,即本文主要针对河南地区闭库多年的尾矿库生态修复进行研究,研究内容与结论:（1）通过查阅文献与调查统计总结出了适宜在固废堆积体上生长的植被种类,以及植被生长所需的条件,最终筛选出草本植物有狼尾草、远古草、紫花苜蓿以及芦苇四种,乔灌木主要有槐树、荆条、沙棘三种,这七种植被抗热性好、耐旱、耐湿,且较耐得住寒冷季节,固土性较强不易倒,可作为固堤防沙植物。（2）通过实地考察现已闭库的尾矿工程生态修复现状,从尾矿本身所含的微量有毒元素、植被与作物种类、生长环境、人工助长技术、成活率、作物生长所含有毒物质多角度考虑分析总结出适宜生长的作物种类有大豆、玉米、高粱,其生长特性为抗干旱性、抗寒性强以及抗贫瘠性强,并且三种农作物的环境适应性,营养价值性较高。（3）通过筛选出来的植被种类以及农作物种类,在同一条件下生长所需覆土厚度的不同,利用Sketshup软件建模,Lumion软件渲染,建立立体模型,分区域间作套种,可以缓解人地和植被与作物相互争地的矛盾,根据植被种类合理分配种植区域,让整个矿区的绿化井然有序,整齐划一。本次研究通过理论分析、植被筛选、模型建立、案例分析对比四个大方面探究尾矿库的生态修复,最大程度完成废弃尾矿库的整改修复和可持续发展,对比并结合贾沟尾矿库修复的成功案例,为本文提供了更多的理论证实依据。
李传章[5]（2020）在《微生物在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制研究》文中指出由于工业化、城镇化的快速发展,土壤重金属污染已成为我国重要环境问题,严重威胁着土壤生产力、农产品安全以及人体健康。微生物作为土壤生态系统中最活跃、最敏感的指标,在促进土壤质量和植物健康方面发挥着重要的作用。一旦土壤受到重金属污染,不仅会导致微生物群落结构的变化,还会影响到土壤生态系统的功能多样性和多种生物化学过程。为了更好地了解土壤健康状况以及重金属污染与微生物群落间的相互关系,本研究以广西大厂矿区下游典型重金属复合污染耕地为研究对象,采用高通量测序技术,分析微生物多样性、群落结构组成及功能,阐明微生物与重金属的相互作用及机理,为污染耕地土壤环境质量评价和修复提供依据。（1）研究区主要受到了Sb、Cd、As、Zn、Pb五种重金属污染元素的复合污染,其平均含量分别为451.09、7.77、247.96、1182.41、954.35 mg·kg-1,分别有100%、100%、97.5%、80%、75%的点位超过了我国农用地土壤管控标准中的风险筛选值。潜在生态风险评价结果表明研究区耕地土壤总体呈极强生态风险,其中Sb和Cd对其贡献率最高,分别为71.52%、23.02%。从空间分布来看,Cd、Zn含量空间分布一致,在西北部和中部有两个明显的高值区;而As、Sb、Pb含量空间分布一致,自西南向东北降低。从土地利用类型来看,重金属As、Pb、Sb含量均表现为旱地大于水田,分别是水田的1.47、2.03、1.88倍;而Zn、Cd含量均表现为水田大于旱地,分别是旱地的1.32、1.13倍。源解析表明重金属Sb、Pb、As污染主要来源于人类矿业活动的输入,而Cd、Zn污染是人类矿业活动输入和自然因素综合作用的结果。土壤重金属污染的同时,也带来土壤的酸污染,从而导致土壤重金属有效态含量变异增强。Cd、Pb、Zn三种有效态重金属的变异程度与对应的全量相比,均表现为明显增大。无论水田还是旱地,有效态Cd、Pb、Zn含量均与重金属As、Sb、Pb全量以及pH呈显着相关性,其空间分布格局相似。有效态Zn、Cd、Pb含量在旱地土壤中的平均含量明显高于水田,分别为水田的3.75、1.96、4.25倍;而有效态Sb含量表现为水田大于旱地。（2）重金属复合污染水田土壤中,细菌群落的优势门为变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、酸杆菌门（Acidobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）,平均丰度之和为80.73%;未定名酸杆菌纲（norank＿c＿Acidobacteria）、厌氧绳菌目（Anaerolineales）和根瘤菌目（Rhizobiales）为优势菌目,平均丰度分别为10.38%、10.09%和5.00%。真菌群落中,子囊菌门（Ascomycota）是绝对的优势门,平均丰度为77.20%;群落优势目为肉座菌目（Hypocreales）、粪壳菌目（Sordariales）、未分类真菌（unclassified＿k＿Fungi）和未分类子囊菌门（unclassified＿p＿Ascomycota）,平均丰度分别为31.48%、12.91%、10.71%和10.04%。重金属As、Sb、Pb以及有效态Cd、Zn污染对水田微生物群落结构和多样性影响较大,而细菌绿弯菌目（Chloroflexales）、芽单胞菌目（Gemmatimonadales）、粘球菌目（Myxococcales）、索利氏菌目（Solibacterales）、Subgroup＿7以及真菌伞菌目（Agaricales）对其有较强的耐性。细菌酸微菌目（Acidimicrobiales）、盖勒氏菌目（Gaiellales）、norank＿c＿S085、土壤红杆菌目（Solirubrobacterales）可能减少稻米中Cd的富集,而芽单胞菌目、粘球菌目、索利氏菌目以及真菌隐真菌门（Rozellomycota）可降低稻米As的富集。（3）重金属复合污染旱地土壤中,变形菌门、绿弯菌门、酸杆菌门和放线菌门也是最优势的细菌门,平均丰度之和为76.78%;优势菌目为未定名酸杆菌纲、根瘤菌目、芽孢杆菌目（Bacillales）、厌氧绳菌目,平均丰度分别为9.09%、6.84%、5.75%和5.19%。真菌群落中,子囊菌门的平均丰度最高,为63.35%;肉座菌目、被孢菌目（Mortierellales）为优势真菌目,平均丰度分别为29.81%和18.68%。重金属有效态Cd、Pb、Zn对旱地微生物群落结构和多样性影响较大,而细菌酸杆菌目（Acidobacteriales）、芽单胞菌目、JG30-KF-AS9、纤线杆菌目（Ktedonobacterales）、粘球菌目、浮霉菌目（Planctomycetales）、索利氏菌目、Subgroup＿7以及真菌银耳目（Tremellales）对其有较强的耐性。pH和有机质等理化性质在调节微生物对重金属污染的适应中发挥重要作用。（4）水田和旱地中的微生物多样性和群落结构均存在显着差异。旱地和水田共有的细菌OTU数目占比82.19%,而真菌仅47.65%。细菌厌氧绳菌目、粘球菌目、norank＿c＿KD4＿96、norank＿c＿SBR2076、43F-1404R、除硫单胞菌目（Desulfuromonadales）、酸性铁菌目（Acidiferrobacterales）、norank＿c＿Subgroup＿7以及真菌未分类子囊菌门、未分类粪壳菌目、未分类伞菌纲和伞菌目等在水田土壤中明显富集。而细菌芽孢杆菌目、根瘤菌目、红螺菌目（Rhodospirillales）、微单胞菌目（Micromonosporales）、硫还原菌目（Desulfurellales）以及真菌被孢霉目（Mortierellales）、银耳目、炭角菌目（Xylariales）和未分类座囊菌纲（unclassified＿c＿Dothideomycetes）等在旱地土壤中明显富集。（5）重金属复合污染耕地土壤共发现来自6类代谢通路的41个子功能类群,碳水化合物代谢（Carbohydrate metabolism）、氨基酸代谢（Amino acid metabolism）、膜运输（membrane transport）是细菌群落中主要的代谢功能。重金属污染是驱动细菌代谢功能变化的主要因子,旱地土壤细菌的重金属抗性功能为多糖的生物合成和代谢（Glycan biosynthesis and metabolism）、细胞的运动性（Cell motility）和次级代谢物的生物合成（Biosynthesis of other secondary metabolites）,其与大多数重金属指标呈显着正相关;而Cd、Zn是影响水田土壤细菌代谢功能的主要元素,其主要抗性功能为氨基酸代谢（Amino acid metabolism）、外源性生物降解与代谢（Xenobiotics biodegradation and metabolism）、类脂物代谢（Lipid metabolism）和次生代谢物的生物合成（Biosynthesis of other secondary metabolites）。重金属复合污染耕地土壤真菌群落可归类于8个生态功能群,其在旱地和水田土壤中的平均丰度差异较大,旱地土壤中真菌未定义（Unassigned）生态功能群的占比为19.83%,而水田土壤中达42.82%。旱地土壤真菌优势生态功能群为腐生菌群（Saprotroph 27.65%）、病理寄生-腐生-共生菌群（Pathotroph-Saprotroph-Symbiotroph 26.83%）、病理寄生-共生菌群（Pathotroph-Symbiotroph 17.65%）;而水田土壤中真菌优势生态功能为腐生菌群（29.46%）和病理寄生-腐生-共生菌群（18.21%）。旱地和水田中各生态功能群变异程度均较大,且各生态功能群对土壤环境因子响应不同,土壤理化性质的影响大于重金属。水田病理寄生-腐生-共生菌群对重金属Cd和Zn有较强耐性;而旱地共生菌群与重金属有效态含量呈显着正相关。
周树斌[6]（2020）在《基于PXRF技术的黑龙江阿城白岭铜锌多金属矿区砷元素污染评估》文中提出砷污染是一个全球性的环境问题,矿业活动是砷污染来源之一。对砷污染的监测和评估是治理砷污染的前提。便携式X荧光光谱仪（PXRF）是一种可实现快速、无损、经济及多元素分析的便携式设备。本文利用便携式X荧光仪对白岭铜锌多金属矿区砷元素的粉尘污染、土壤污染以及砷元素在植物中的富集水平进行了评估,研究了样品制备、数据质量、校正模型等相关问题,依据PXRF数据综合评估了白岭铜锌多金属矿区的砷污染水平。白岭铜锌多金属矿区的森林覆盖区受到矿区公路扬尘的污染,利用便携式X荧光光谱仪分析了该研究区中裸露树桩横截面和对应土壤的元素含量,树桩横截面和土壤中As、Zn和Fe元素在垂直公路方向上出现了明显的分带性,距公路最近处含量最高。其中As和Zn元素的含量随距公路距离的增加而降低并符合幂律分布。微区X射线荧光光谱仪扫描的图像表明树桩中As、Zn、Fe等元素富集于树桩横截面及裂隙中,指示了由公路扬尘的重新沉降引起的污染。该区公路扬尘污染是砷暴露的主要途径之一。基于PXRF技术对矿区农田土壤砷污染情况进行了评估。实验室条件下的PXRF分析实现了对As、Mn、Fe、Zn等元素的定量分析,通过对土壤中各元素含量的相关分析确定了As与其他元素（Ca、Mn、Fe、Zn、Pb、V、Ti、Rb、K）的相关关系。砷元素在农田西侧近河流处出现了显着的高异常,垂向上As元素出现了自地表向地下降低的趋势。钻孔中土壤样品的顺序提取（偏提取）结果表明在近地表处土壤的弱酸提取态和可还原态砷的百分含量远高于深部土壤样品的弱酸提取态和可还原态砷的百分含量。农田土壤中各元素的空间分布和形态分析结果共同指示了农田土壤中砷元素的来源,即强降雨过后河水漫溢农田,河水中的As经过共同沉淀或被土壤中的铁锰氧化物吸附进入土壤体系。通过模拟实验并利用PXRF分析有机质样品确定了样品湿度、样品密度和样品厚度对PXRF读数的影响,提出了针对有机质样品的预处理方法,最终建立了线性回归校准曲线以校正基体效应对PXRF读数的影响。验证结果表明该线性回归校正模型可大幅度提高PXRF测定有机质样品的数据的准确度,PXRF可基本实现对有机质样品的定量分析。基于以上样品预处理方法和校正模型,利用PXRF对矿区中植物的元素含量进行了分析,PXRF结果表明:野生食用菌（如趟子蘑）是砷暴露的途径之一,同时PXRF具备筛选砷的超富集植物的能力。
温利华[7]（2020）在《资源型城市生态脆弱性综合评价 ——以河北省邯郸市为例》文中研究指明本文针对资源型城市生态脆弱性问题,以3S技术、景观移窗法、模糊排序法、隶属度函数和地理探测器为分析手段,融合地形数据、气象数据、LUCC数据、景观格局数据及社会经济统计数据等多源数据,在“压力—状态—响应”（PSR）和“暴露—敏感—适应”（VSD）评估体系基础上进行改进和模型参数“本地化”处理,提出了适宜资源型城市生态脆弱性评价的PSSR评估框架。从时空分异尺度对研究区的生态脆弱性进行综合评价,量化和可视化表达了研究区生态脆弱性等级划分;初步尝试了应用地理探测器,诊断生态系统脆弱性和社会经济系统脆弱性之间相互作用的强度;结合质性分析及社会经济与生态环境双重子系统自组织演化耦合规律,探索资源型城市演进过程和机制,旨在为资源型城市生态安全保护与恢复、可持续发展和经济转型复苏提供科学依据。研究成果如下:（1）邯郸并非是一座全域的资源型城市,采矿区分布集中在西部太行山区,以至于东部平原县的生态环境脆弱程度低于西部太行山区;伴随近年来华北地区干旱化的发展趋势,邯郸市年平均气温升高、年平均降水量下降、相对湿度降低,PM2.5浓度上升,气象环境因子综合作用反映了研究区生境质量下降,固有的自然属性导致邯郸市生态系统脆弱性潜藏危机。利用景观格局软件获取研究区的生态敏感度和生态恢复力指标,邯郸市生态敏感度程度和生态恢复力等级都呈现下降趋势。高敏感区主要集中在西部太行山区的采矿区,低敏感区、非敏感区分布在东部平原区;生态恢复力呈下降趋势,且较弱恢复力（IV级）和弱恢复力（V级）扩散式蔓延显着。（2）基于模糊层次分析法对PSSR评估体系四个维度的评价因子排序,结合隶属度函数综合评价研究区的生态环境脆弱性,将邯郸市的生态环境脆弱性划分微度脆弱性、轻度脆弱性、中度脆弱性、重度脆弱性、极度脆弱性五个等级。结果表明2000—2015年邯郸市生态环境状况明显好转,表现在微度、轻度脆弱区面积持续增加,年变化率分别为32.06km2/a和13.99km2/a,极度脆弱区面积呈现持续减小的趋势,年变化率为68.48km2/a。生态环境脆弱性分区变化速度大小排序为极度脆弱区>微度脆弱区>重度脆弱区>轻度脆弱区>中度脆弱区。（3）邯郸市生态脆弱性空间分布显示:从东部平原区向西部山区脆弱程度呈现加重趋势,有一定的垂直地带性特征。2000—2015年西部山区和邯郸市区脆弱性等级呈现显着减弱趋势,生态修复效果显着;东南部平原区脆弱性呈现轻微加重趋势,东北部平原区呈现轻度减弱趋势。生态脆弱性等级的转化关系分析有严重脆弱性等级向轻、微、中度转化的情况,也不乏微度、轻度向重度、极度转化的现象,脆弱性等级之间转入、转出关系十分复杂,数据总体显示生态意义的正向功能大于负向功能。2000—2015年生态脆弱性等级的重心在空间分布的典型特征是各等级重心的纬度数值越来越大,经度的数值越来越小,表现为从东南方向向西北方向的迁移路径,若是沿着这条主线采取相应等级的生态保护措施,将有助于在整体上改善研究区的生态环境。（4）基于地理探测器,将生态脆弱性指标与16个社会经济指标建立关联,探析2000—2015年资源型城市生态脆弱性的空间异质性与经济增长、产业结构、人类发展需求、科技进步和农业生产之间的解释关系。15年来解释力q值对生态脆弱性影响的解释力正在向均衡化方向发展,解释力最强的六个因子差值呈现明显减小的趋势,解释力较强的因子不止局限在工业类因子中,第一产业生产总值、第三产业生产总值、城镇化率、科技经费支出等因子对邯郸市生态脆弱性的解释力在提升,因子成分趋向于多元化。（5）利用风险探测器模型解释了邯郸市的生态脆弱性的演化机制,探测结果发现15年来邯郸市的资源型城市转型已有成效,但经济发展仍旧依赖于第二产业,产业内部结构不合理,加快优势产业优化升级、发展高新技术企业和环保企业是邯郸市生态环境脆弱程度改善的关键。第三产业生产总值对生态脆弱性呈正向关系,说明邯郸市在转型过程中尚未找到第三产业发展的生态位,立足文化资源优势发展优质第三产业是促进资源型城市经济转型和生态环境改善的重要途径。科技经费和人才指标对生态脆弱性的正向关系,表明科技创新、人才创新能力不足及科技经费保障机制缺失导致城市转型面临困境。邯郸市生态系统脆弱性逆向关系指向农业生产指标,说明农业对邯郸市生态脆弱性的改善有积极作用,因地制宜的农业产业布局,全方位推动了资源型城市现代农业的转型升级。（6）邯郸市社会经济子系统和生态环境子系统之间的耦合协调度水平整体偏低,15年来处于勉强协调发展阶段,在空间格局上呈现中西部地区初级协调发展、东部濒临、轻度失调发展的格局,反映出区域的发展资源过于向西部矿区聚集,缺乏对东部地区的资源输出和政策倾斜。通过对邯郸城市发展的演变轨迹刻画和情景描绘,发现城市的演进经历了双重子系统低级协调发展阶段、经济优先发展阶段和社会经济系统改善、生态环境治理阶段三个阶段,在资源型产业转型升级,国家政策干预与农户行为积极响应的共同驱动下社会和生态环境脆弱性正在朝着改善和优化的方向演变。文章最后针对邯郸市产业转型升级需求,从产业结构转型升级、承接京津产业转移、优化第三产业、深耕三农产业链、加强生态修复和生态环境保护等五方面提出了具体建议。本研究着重对生态脆弱性、生态效应与自然环境因素和社会经济因素的关联性和耦合性进行了评估,揭示了资源型城市生态环境响应的演化机制,系统分析了资源型城市的人、地与生态环境之间的矛盾约束关系,为资源型城市转型发展规划提供了研究思路和实践经验。
王越[8]（2020）在《乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析》文中指出土壤重金属污染具有明显的区域性差异,在“源-汇”关系相对清晰的流域内开展土壤重金属污染研究,对于客观把握土壤污染分布规律及分析土壤污染影响要素具有重要意义。本文选取乐安河流域为研究区,在488个样品检测结果的基础上,通过主成分分析法和Person相关系数初步确定污染来源,在此基础上借助ARCGIS及相关分析工具,挑选河段、企业类型、地类作为影响因素,采用单因子污染指数评价、内梅罗综合污染指数评价、潜在生态风险评价、地积累指数等方法对研究区的土壤重金属元素Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn的污染状况及潜在生态风险评价进行研究。在研究结果的基础上,运用单因素方差分析对不同河段、不同企业类型、不同地类上各元素含量差异性进行分析,以确定影响研究区内各元素分布的主要原因。研究得出如下成果:（1）研究区内Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn七种重金属元素的检测和评价表明,研究区存在一定的污染,主要是Cd的污染较为严重,Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn基本没有污染情况。其中,表层土壤中有40.37%的样品Cd超过筛选值;农产品中水稻、小麦中分别有47.67%、65.52%的样品Cd超标。（2）研究区内7种重金属元素的全部信息可由3个主成分来反映,合计贡献率为86.48%。第一主成分代表有色金属冶炼活动的影响,第二主成分代表农业生产及矿产开采的影响,第三主成分代表工业排污的影响。其中,Cd、As、Pb、Cu、Zn主要受第一主成分的影响,Cr主要受第二主成分的影响,Hg主要受第三主成分的影响;（3）不同河段、不同企业类型、不同地类上各元素含量均有明显差异,但各重金属元素在不同河段上的差异实际上是受附近企业生产活动影响导致的,与河流流向基本无关。水田、旱地上的重金属来源均为受污染的河水,但由于水田、旱地的灌溉方式不同,以及水稻和小麦对各重金属元素的吸收能力不同,导致水田上的部分重金属元素含量明显高于旱地。
鲁潇[9]（2020）在《适应于酸性矿业废水污染土壤的低重金属吸收的作物筛选与栽培》文中研究指明有色金属作为重要的矿质资源,对我国经济的发展起到了关键的作用,但其开采过程产生的酸性矿业废水（Acid Mine Drainage）往往会引起周围土壤的重金属污染,导致污染地区土壤大面积荒废,农田土壤利用率低下。本文以红豆（Abrus precatorius）、魔芋（Amorphophallus rivieri）、黄秋葵（Abelmoschus esculentus）、莲藕（Nelumbo nucifera）和茭白（Zizania latifolia）为研究对象,以铜陵市矿区污染农田为种植地,研究5种农作物的重金属吸收特性,以期获得适合在该类污染农田上种植的低重金属吸收农作物,同时研究不同土壤改良方式和不同施肥水平下农作物中重金属含量和农作物产量的变化,以期为有色金属矿区农田土壤的高效合理利用提供科学依据。相关研究结果如下:（1）低重金属农作物的筛选:所选择的5种农作物均能够在土壤养分、pH值低,Cd污染严重的农田上正常生长,对该类污染的环境存在一定的耐性;红豆可食用部分存在一定的Zn污染,其对Zn的转运系数（TF）达到16.22%;魔芋和黄秋葵可食用部分Cd含量严重超标,均达到国家食品安全标准限值的3.5倍以上,对Cd的转运系数则分别达到47.79%和90.33%;莲藕和茭白可食用部分Cu、Zn、As、Cd、Pb均远低于国家食品安全标准限值,且其转运系数也均低于2%;不同农作物对Cu、Zn、As、Cd、Pb的富集部位不同,红豆根叶部分重金属高于果实,魔芋茎对Zn、Cd的富集较其他部位更高,黄秋葵根茎部分对Cu、Zn、Cd存在自下向上运输的趋势,莲藕中Cd含量存在从第一节到第四节逐步降低的趋势,茭白叶中的As、Cd、Pb含量均比茭白笋中含量高;五种农作物中莲藕和茭白单一元素目标风险指数（THQ）和总目标风险指数（TTHQ）均较低,且均小于1,食用健康风险较小,为低重金属吸收农作物。（2）施肥措施的影响:复合肥的施用提高了低重金属吸收作物莲藕和茭白农田土壤氮磷含量,其中追肥处理（基肥750 kg/hm2,追肥375 kg/hm2）提高了至少30%;施加复合肥可提高在污染土壤上生长的莲藕和茭白的生物量、产量以及经济收益,其中以追肥处理组效果最佳;三种施肥处理条件下,莲藕和茭白的可食用部分淀粉、粗蛋白、还原糖、总氮以及总磷含量大小顺序均为追肥>常规施肥（基肥750 kg/hm2）>不施肥处理组;不同施肥处理对莲藕和茭白可食用部分重金属含量影响较小,其重金属含量均低于国家食品安全标准限值;（3）土壤改良的影响:施加改良剂能够显着影响重金属污染土壤的理化性质以及魔芋和黄秋葵可食用部分重金属的含量;未经改良的魔芋和黄秋葵土壤pH值仅5.49-5.55,且可食用部分存在严重的Cd污染;C2（稻壳炭32g/kg土）和P2（磷矿粉8g/kg土）改良后魔芋和黄秋葵土壤pH值得到提升,土壤有效态Cd含量降低了29%-40%,可食用部分Cd含量降低了33%-45%;C2P2（稻壳炭32g/kg土+磷矿粉8 g/kg土）改良后土壤pH值为5.90-6.01,土壤有效态Cd含量降低了50%-53%,可食用部分Cd含量降低了41%-53%,混合配施改良剂的效果较单施更好;改良后的魔芋和黄秋葵可食用部分Cd含量均未降低至食品安全标准限值（0.2 mg/kg）之内,暂不建议在该类污染农田上种植。
张迪[10]（2020）在《贵州遵义松林Ni-Mo多金属矿区土壤Cu、Zn、Ni、Mo、V污染及农作物健康风险评价》文中进行了进一步梳理为了解贵州遵义松林Ni-Mo多金属矿区土壤重金属污染状况及周围居民通过农作物摄入重金属的健康风险水平,并初步探讨矿区重金属的迁移过程,本研究采集矿区旱地土、水稻土、森林土及粮食类（玉米、水稻、甘薯）和蔬菜类农作物（白菜、辣椒、萝卜）样品,采用电感耦合等离子质谱仪（ICP-MS）分析样品中的Cu、Zn、Ni、Mo、V含量,选择内梅罗综合污染指数法评价矿区土壤重金属Cu、Zn、Ni、Mo、V的复合污染状况,采用美国国家环保署（US EPA）推荐的健康风险评价模型评价矿区居民通过农作物摄入Cu、Zn、Ni、Mo、V的健康风险水平。本研究主要获得如下结论。（1）贵州遵义松林Ni-Mo多金属矿区小竹流水矿点旱地土Cu、Zn、Ni、Mo、V平均含量分别为64.3、251、254、78.3和500 mg·kg-1,水稻土相应元素的平均含量分别为55.0、236、209、10.7和314 mg·kg-1,森林土相应元素的平均含量分别为59.8、207、80.5、35.0、462 mg·kg-1;团山堡矿点旱地土Cu、Zn、Ni、Mo、V平均含量分别为55.3、215、133、20.9和269 mg·kg-1,水稻土相应元素的平均含量分别为57.7、234、164、14.8、277 mg·kg-1。2个矿点3种类型土壤Cu、Zn、Ni、Mo、V含量均超过贵州省土壤背景值中相应元素的含量值,Cu、Zn和Ni含量均高于《土壤环境质量—农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618-2018）的污染风险筛选值,矿区不同类型土壤均存在明显的多种重金属富集现象。（2）矿区粮食类和蔬菜类农作物均存在重金属超标现象,其中水稻Ni和Mo的平均含量分别为2.85和2.57 mg·kg-1,分别为限量标准6.5和3.6倍;玉米Mo平均含量为0.980 mg·kg-1,为标准限量的1.4倍;甘薯Ni平均含量为18.0,为标准限量的45倍;白菜Zn、Ni和Mo平均含量分别为44.3、2.36和4.28 mg·kg-1,分别为限量标准的2.2、7.87和5.9倍;辣椒Zn、Ni和Mo平均含量分别为21.2、2.53和4.47mg·kg-1,分别为限量标准的1.06、8.4和6.2倍;萝卜Cu、Zn和Ni平均含量分别为3.17、41.7、9.38mg·kg-1,分别为限量标准的2.1、31.3和5.0倍。（3）内梅罗综合污染指数法评价结果显示,矿区小竹流水和团山堡矿点旱地土、水稻土和森林土均遭受Cu、Zn、Ni、Mo、V的污染,其中Mo元素污染最为严重,Ni和V元素次之,Cu和Zn元素污染则相对较轻。矿区旱地土、水稻土和森林土6种重金属内梅罗综合污染指数（NIP）平均值分别为19.9、4.8和10.9,对应的污染程度分别为重度污染、中度污染和重度污染。（4）健康风险评价结果显示,Cu、Zn、Ni、Mo和V通过6种农作物（水稻、玉米、甘薯、白菜辣椒和萝卜）摄入人体的危险商值（THQ）值分别为0.626、0.707、0.132、3.619和25.143,存在Mo和V非致癌健康风险。从各农作物的5种重金属综合健康风险指数来看,水稻、玉米、甘薯、白菜、辣椒和萝卜的THQ值分别为15.209、1.540、1.515、8.430、0.319和3.213,除辣椒外（THQ<1）,其余农作物均存在一定程度的非致癌健康风险。造成研究区周围居民非致癌健康风险的主要污染物为V和Mo,主要通过水稻和白菜摄入。（5）通过对矿区牛蹄塘组黑色页岩及Ni-Mo多金属矿石重金属富集特征、不同介质重金属含量差异和土壤重金属相关性的分析。矿区黑色页岩及其Ni-Mo多金属矿石富集多种重金属元素,土壤亦富集相应的元素,且富集元素之间具有显着的相关性。表明遵义松林Ni-Mo多金属矿区存在重金属黑色页岩、Ni-Mo多金属矿石-土壤的迁移过程。本研究的上述研究结果表明,贵州遵义松林Ni-Mo多金属矿区土壤富集多种金属元素,造成旱地土、水稻土和森林土较为严重的重金属富集。生长于矿区土壤之上的农作物普遍存在重金属超标现象,当地居民通过食用农作物摄入过量的重金属元素,存在一定程度的非致癌健康风险。
二、某有色金属矿区农作物食品安全初步研究（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、某有色金属矿区农作物食品安全初步研究（论文提纲范文）
（1）钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤Cd污染现状 |
| 1.1.1 土壤Cd污染来源及修复技术 |
| 1.1.2 小麦及小麦田土壤Cd污染现状 |
| 1.2 钝化阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.2.1 碱性Cd污染农田修复中常用的钝化材料及存在问题 |
| 1.2.2 巯基改性材料在Cd土壤污染修复方面的研究进展 |
| 1.3 植物提取技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.3.1 常用的超富集植物及强化植物提取措施 |
| 1.3.2 植物提取技术在弱碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.4 联合阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.5 肥料对小麦Cd吸收和累积的影响 |
| 1.6 国外小麦田土壤Cd污染修复技术研究进展 |
| 1.7 研究目的及意义、研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 研究问题及内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 巯基改性粘土对碱性土壤Cd污染钝化阻控效应及机制研究 |
| 第一节 巯基改性粘土对碱性土壤中重金属淋溶行为的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验方法 |
| 2.2.2 样品处理 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 试验结果 |
| 2.3.1 不同淋洗剂对Cd淋出率的影响 |
| 2.3.2 巯基改性粘土对土壤淋出液和重金属含量的影响 |
| 2.3.3 老化时间对巯基改性粘土处理土壤的淋溶行为的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第二节 土壤灭菌处理对巯基坡缕石钝化碱性土壤Cd污染效应的影响 |
| 2.6 引言 |
| 2.7 材料与方法 |
| 2.7.1 试验方法 |
| 2.7.2 样品处理 |
| 2.7.3 数据分析 |
| 2.8 试验结果 |
| 2.8.1 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤重金属含量的影响 |
| 2.8.2 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤细菌群落的影响 |
| 2.8.3 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤理化性质的影响 |
| 2.9 讨论 |
| 2.9.1 土壤灭菌处理不影响巯基坡缕石在碱性土壤中对Cd的钝化作用 |
| 2.9.2 土壤灭菌处理改变土壤细菌群落和土壤理化性质 |
| 2.10 小结 |
| 第三节 巯基坡缕石对小麦Cd累积和土壤团聚体Cd分布的影响 |
| 2.11 引言 |
| 2.12 材料与方法 |
| 2.12.1 试验方法 |
| 2.12.2 样品处理 |
| 2.12.3 数据分析 |
| 2.13 试验结果 |
| 2.13.1 施加巯基坡缕石对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 2.13.2 施加巯基坡缕石对土壤团聚体的影响 |
| 2.14 讨论 |
| 2.14.1 施加巯基坡缕石降低小麦对Cd吸收和转运 |
| 2.14.2 施加巯基坡缕石改变Cd在土壤团聚体中的分布 |
| 2.15 小结 |
| 本章结论 |
| 第三章 EDDS 强化超富集植物对碱性土壤 Cd 污染修复效应及机制研究 |
| 第一节 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆Cd积累和生长的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验方法 |
| 3.2.2 样品处理 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 试验结果 |
| 3.3.1 施加EDDS对土壤溶液Cd含量的影响 |
| 3.3.2 孔雀草和美洲商陆的Cd吸收动态变化 |
| 3.3.3 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆生长和Cd积累的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第二节 施加EDDS对碱性Cd污染土壤中龙葵修复效率及土壤质量的影响 |
| 3.6 引言 |
| 3.7 材料与方法 |
| 3.7.1 试验方法 |
| 3.7.2 样品处理 |
| 3.7.3 数据分析 |
| 3.8 试验结果 |
| 3.8.1 施加EDDS对龙葵生长和Cd积累的影响 |
| 3.8.2 施加EDDS对土壤溶液重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.8.3 施加EDDS对土壤重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.9 讨论 |
| 3.10 小结 |
| 本章结论 |
| 第四章 EDDS强化孔雀草提取-巯基坡缕石钝化联合修复Cd污染土壤效应研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验方法 |
| 4.2.2 样品处理 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 试验结果 |
| 4.3.1 联合修复技术对土壤老化阶段土壤溶液的影响 |
| 4.3.2 联合修复技术对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 4.3.3 联合修复技术对土壤性质和Cd形态的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 联合修复技术对土壤理化性质和小麦Cd累积效应的影响 |
| 4.4.2 联合修复效率评价 |
| 4.5 本章结论 |
| 第五章 土施MnSO_4对小麦Cd累积关键部位和离子组学影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验方法 |
| 5.2.2 样品处理 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 试验结果 |
| 5.3.1 土施MnSO_4对小麦Cd和 Mn吸收转运的影响 |
| 5.3.2 土施MnSO_4对小麦离子组学的影响 |
| 5.3.3 土施MnSO_4对土壤性质和重金属含量的影响 |
| 5.4 .讨论 |
| 5.4.1 土施MnSO_4降低小麦对Cd的吸收和转运 |
| 5.4.2 土施MnSO_4改变小麦的离子组学特征 |
| 5.5 本章结论 |
| 第六章 全文结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（2）燃用后选煤副产品中环境敏感微量元素归趋及其效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 选煤副产品 |
| 1.1.1.1 煤矸石 |
| 1.1.1.2 煤泥 |
| 1.1.1.3 中煤 |
| 1.1.2 选煤副产品引发的环境问题 |
| 1.1.3 选煤副产品综合利用 |
| 1.1.3.1 选煤副产品综合利用背景 |
| 1.1.3.2 选煤副产品综合利用政策 |
| 1.1.3.3 选煤副产品综合利用模式 |
| 1.1.4 选煤副产品综合利用存在问题 |
| 1.1.4.1 煤中环境敏感微量元素 |
| 1.1.4.2 选煤副产品中环境敏感微量元素 |
| 1.1.4.3 选煤副产品综合利用引发的环境敏感微量元素污染 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究意义 |
| 1.4 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 样品与方法 |
| 2.1 研究区域选取 |
| 2.2 研究区域概况及样品采集 |
| 2.2.1 六盘水某煤矸石电厂概况及样品采集 |
| 2.2.2 萍乡某煤矸石电厂概况及样品采集 |
| 2.2.3 济宁某煤泥电厂概况及样品采集 |
| 2.2.4 大同某中煤电厂概况及样品采集 |
| 2.3 样品前处理及分析 |
| 2.3.1 样品前处理 |
| 2.3.2 样品痕量元素总量分析 |
| 2.3.3 样品形态分析 |
| 2.3.4 质量保证及控制 |
| 2.4 数据处理 |
| 2.4.1 评价标准 |
| 2.4.2 污染指数(P_I) |
| 2.4.3 内梅罗综合指数(P_(NSI)) |
| 2.4.4 风险评价编码法(RAC) |
| 2.4.5 潜在生态风险指数(E_r~i和R_I) |
| 2.4.6 健康风险(THQ和HI) |
| 2.4.7 生物富集系数(BAF) |
| 第3章 六盘水某煤矸石电厂周边土壤和农作物中环境敏感微量元素分布特征研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征 |
| 3.2.1 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素含量 |
| 3.2.2 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素形态分布 |
| 3.2.2.1 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素形态 |
| 3.2.2.2 煤矸石电厂周边土壤元素总量对元素形态影响 |
| 3.2.3 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征 |
| 3.2.4 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素相关性和聚类分析 |
| 3.2.5 煤矸石电厂土壤中环境敏感微量元素污染评价及潜在生态风险分析 |
| 3.2.5.1 污染指数(P_I)和内梅罗综合指数(P_(NSI))评价结果 |
| 3.2.5.2 风险评价编码法(RAC)评价结果 |
| 3.2.5.3 潜在生态风险指数(E_r~i和R_I)评价结果 |
| 3.3 煤矸石电厂周边农作物中环境敏感微量元素分布及污染特征 |
| 3.3.1 煤矸石电厂周边农作物各组织中环境敏感微量元素含量 |
| 3.3.2 煤矸石电厂周边农作物环境敏感微量元素污染评价 |
| 3.3.3 煤矸石电厂周边农作物环境敏感微量元素健康风险评估 |
| 3.4 煤矸石电厂周边土壤-农作物系统环境敏感微量元素迁移 |
| 3.4.1 煤矸石电厂周边农作物中环境敏感微量元素富集系数 |
| 3.4.2 煤矸石电厂周边农作物与土壤中环境敏感微量元素含量相关性分析 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 萍乡某煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征 |
| 4.2.1 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素含量 |
| 4.2.2 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素形态分布 |
| 4.2.2.1 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素形态 |
| 4.2.2.2 煤矸石电厂周边土壤元素总量对元素形态影响 |
| 4.2.3 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征 |
| 4.2.4 煤矸石电厂周边土壤中环境敏感微量元素相关性和聚类分析 |
| 4.2.5 煤矸石电厂土壤中环境敏感微量元素污染评价及潜在生态风险分析 |
| 4.2.5.1 污染指数(P_I)和内梅罗综合指数(P_(NSI))评价结果 |
| 4.2.5.2 风险评价编码法(RAC)评价结果 |
| 4.2.5.3 潜在生态风险指数(E_r~i和R_I)评价结果 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 济宁某煤泥电厂周边土壤和农作物中环境敏感微量元素分布特征研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 煤泥电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征 |
| 5.2.1 煤泥电厂周边土壤中环境敏感微量元素含量 |
| 5.2.2 煤泥电厂周边土壤中环境敏感微量元素形态分布 |
| 5.2.2.1 煤泥电厂周边土壤中环境敏感微量元素形态 |
| 5.2.2.2 煤泥电厂周边土壤元素总量对元素形态影响 |
| 5.2.3 煤泥电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征 |
| 5.2.4 煤泥电厂周边土壤中环境敏感微量元素相关性和聚类分析 |
| 5.2.5 煤泥电厂土壤中环境敏感微量元素污染评价及潜在生态风险分析 |
| 5.2.5.1 污染指数(P_I)和内梅罗综合指数(P_(NSI))评价结果 |
| 5.2.5.2 风险评价编码法(RAC)评价结果 |
| 5.2.5.3 潜在生态风险指数(E_r~i和R_I)评价结果 |
| 5.3 煤泥电厂周边农作物中环境敏感微量元素分布及污染特征 |
| 5.3.1 煤泥电厂周边农作物各组织中环境敏感微量元素含量 |
| 5.3.2 煤泥电厂周边农作物环境敏感微量元素污染评价 |
| 5.3.3 煤泥电厂周边农作物环境敏感微量元素健康风险评估 |
| 5.4 煤泥电厂周边土壤-农作物系统环境敏感微量元素迁移 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 大同某中煤电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征研究 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 中煤电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征 |
| 6.2.1 中煤电厂周边土壤中环境敏感微量元素含量 |
| 6.2.2 中煤电厂周边土壤中环境敏感微量元素形态分布 |
| 6.2.2.1 中煤电厂周边土壤中环境敏感微量元素形态 |
| 6.2.2.2 中煤电厂周边土壤元素总量对元素形态影响 |
| 6.2.3 中煤电厂周边土壤中环境敏感微量元素分布特征 |
| 6.2.4 中煤电厂周边土壤中环境敏感微量元素相关性和聚类分析 |
| 6.2.5 中煤电厂土壤中环境敏感微量元素污染评价及潜在生态风险分析 |
| 6.2.5.1 污染指数(P_I)和内梅罗综合指数(P_(NSI))评价结果 |
| 6.2.5.2 风险评价编码法(RAC)评价结果 |
| 6.2.5.3 潜在生态风险指数(E_r~i和R_I)评价结果 |
| 6.3 小结 |
| 第7章 选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂周边环境中微量元素污染特征对比分析 |
| 7.1 概述 |
| 7.2 选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂周边土壤环境微量元素污染特征对比分析 |
| 7.2.1 选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂周边土壤环境微量元素含量对比 |
| 7.2.2 选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂周边土壤环境微量元素形态对比 |
| 7.2.3 选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂周边土壤环境微量元素污染指数对比 |
| 7.3 不同类型选煤副产品电厂周边土壤环境微量元素污染特征对比分析 |
| 7.4 选煤副产品燃用电厂和燃煤电厂周边农作物环境微量元素污染特征对比分析 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 选煤副产品综合利用存在问题及改进建议 |
| 8.1 概述 |
| 8.2 选煤副产品综合利用存在问题 |
| 8.3 选煤副产品综合利用改进建议 |
| 8.3.1 建立选煤副产品标准化检验方法和分类指南 |
| 8.3.2 科学规划,合理选址 |
| 8.3.3 制定行业排放标准,实施总量控制 |
| 8.3.4 优化管理体系 |
| 8.3.5 建立全过程跟踪管理系统 |
| 8.3.6 制定鼓励选煤厂技术创新的政策 |
| 8.4 小结 |
| 第9章 结论、创新点与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（3）某矿区儿童环境铅暴露健康风险评价及影响因素研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1 研究背景 |
| 1.1 儿童铅暴露途径 |
| 1.2 儿童机体中的铅代谢 |
| 1.3 儿童铅暴露对健康的危害 |
| 1.4 儿童环境铅暴露防治及健康风险研究进展 |
| 2 矿区概况 |
| 2.1 矿区介绍 |
| 2.2 矿区环境污染及治理 |
| 3 研究目的与意义 |
| 4 技术路线 |
| 第二章 矿区环境铅暴露现状及其健康风险评估 |
| 1 研究对象与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 研究方法及资料来源 |
| 1.3 统计学分析 |
| 1.4 评价方法 |
| 1.5 质量控制和质量评价 |
| 2 结果 |
| 2.1 污染源暴露分析 |
| 2.2 环境污染状况分析 |
| 2.3 人群外暴露计算及其风险评估 |
| 3 讨论 |
| 第三章 矿区儿童血铅水平及其影响因素研究 |
| 1 研究对象与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 研究方法与资料来源 |
| 1.3 统计学分析 |
| 1.4 质量控制 |
| 2 结果 |
| 2.1 基本信息 |
| 2.2 儿童体内铅含量现状分析 |
| 2.3 儿童血铅影响因素的线性回归分析 |
| 3 讨论 |
| 第四章 基于IEUBK模型的环境铅对儿童血铅的影响研究 |
| 1 IEUBK模型原理及应用 |
| 1.1 常用血铅模型比较及选取 |
| 1.2 模型概况 |
| 1.3 模型构造 |
| 1.4 铅的生物利用度 |
| 1.5 模型参数设置基本原理 |
| 2 研究对象与方法 |
| 2.1 儿童行为参数调查方法 |
| 2.2 环境污染参数研究方法 |
| 2.3 模型本地化、验证和应用 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第五章 总结 |
| 1 主要结论 |
| 2 研究创新点 |
| 3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 缩略语英汉对照表 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
| 附录 |
（4）矿山固废堆积体生态修复与耕植技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究的目的和意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究现状及发展趋势 |
| 1.3.1 国内对尾矿库固废堆积体生态修复的研究现状 |
| 1.3.2 国外对尾矿库固废堆积体生态修复的研究现状 |
| 1.4 主要内容和方法 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 矿山尾矿库生态修复的理论分析 |
| 2.1 生态修复的内涵 |
| 2.2 生态修复原则 |
| 2.2.1 种群密度制约 |
| 2.2.2 演替的阶段性 |
| 2.2.3 因地制宜 |
| 2.2.4 保护及防治 |
| 2.2.5 功能恢复 |
| 2.2.6 风险与效益 |
| 2.3 生态环境破坏的类型 |
| 2.3.1 破坏类型 |
| 2.3.2 破坏特征 |
| 2.3.3 修复度 |
| 2.4 尾矿的性能分析 |
| 2.4.1 物理性能 |
| 2.4.2 化学性能 |
| 2.4.3 微生物性能 |
| 2.5 生态修复的保障措施 |
| 2.5.1 政策保障 |
| 2.5.2 组织保障 |
| 2.5.3 资金保障 |
| 2.5.4 技术保障 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 固废堆积体生态修复技术 |
| 3.1 修复技术规范 |
| 3.1.1 环境空气质量规范 |
| 3.1.2 地下水环境质量规范 |
| 3.1.3 土壤环境质量规范 |
| 3.2 土壤改良修复技术 |
| 3.2.1 有机改良剂法 |
| 3.2.2 无机改良剂法 |
| 3.2.3 微生物改良法 |
| 3.3 植被复垦研究 |
| 3.3.1 植被品种筛选 |
| 3.3.2 有土植被修复技术 |
| 3.4 农作物复垦研究 |
| 3.4.1 作物品种筛选 |
| 3.4.2 作物含重金属安全标准 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 矿山固废堆积体的耕植技术研究 |
| 4.1 软件介绍 |
| 4.1.1 Sketshup软件简介 |
| 4.1.2 Lumion软件简介 |
| 4.2 方案设计 |
| 4.2.1 尾矿场土地平整方案 |
| 4.2.2 覆土厚度设计 |
| 4.2.3 植被及农作物耕植技术及要求 |
| 4.3 修复效果展示 |
| 4.4 效益评价 |
| 4.4.1 经济价值体现 |
| 4.4.2 社会价值体现 |
| 4.4.3 环境价值体现 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 汝阳贾沟钼尾矿库生态修复案例分析 |
| 5.1 矿区地理位置 |
| 5.2 污染程度 |
| 5.2.1 土壤检测结果及治理方案 |
| 5.2.2 水资源检测结果及治理方案 |
| 5.3 种植土壤修复措施 |
| 5.4 植被种类筛选 |
| 5.4.1 典型乔木类 |
| 5.4.2 典型灌木类 |
| 5.4.3 典型草本植物类 |
| 5.4.4 典型农作物类 |
| 5.5 农作物重金属含量分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间所取得的相关科研成果 |
| 致谢 |
（5）微生物在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 耕地土壤重金属污染及危害 |
| 1.1.1 耕地土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 耕地土壤重金属污染来源 |
| 1.1.3 耕地土壤重金属污染危害 |
| 1.2 耕地土壤微生物群落多样性研究进展 |
| 1.2.1 耕地土壤微生物多样性 |
| 1.2.2 耕地土壤微生物多样性研究方法 |
| 1.2.3 耕地土壤微生物多样性生态服务功能 |
| 1.3 影响耕地土壤微生物多样性的环境因子 |
| 1.3.1 重金属对土壤微生物多样性的影响 |
| 1.3.2 土壤理化性质对土壤微生物的影响 |
| 1.3.3 土地利用方式对土壤微生物的影响 |
| 1.4 土壤微生物对重金属生物有效性的影响 |
| 1.4.1 微生物对土壤重金属的溶解 |
| 1.4.2 微生物对土壤重金属的吸附和富集 |
| 1.4.3 微生物对土壤重金属的转化作用 |
| 1.5 课题目的、研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.5.4 创新点 |
| 第二章 土壤重金属污染现状及来源解析研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 样品采集、保存及制备 |
| 2.1.3 样品分析测定 |
| 2.1.4 评价方法与标准 |
| 2.1.5 数据统计分析 |
| 2.2 结果分析 |
| 2.2.1 研究区土壤理化性质的变化特征 |
| 2.2.2 研究区土壤重金属含量的变化特征 |
| 2.2.3 研究区土壤重金属有效态含量的变化特征 |
| 2.2.4 研究区稻米重金属含量特征 |
| 2.3 结果讨论 |
| 2.3.1 耕地土壤重金属总体污染状况 |
| 2.3.2 耕地土壤重金属污染来源分析 |
| 2.3.3 耕地土壤重金属有效态含量的影响因素 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 微生物在重金属复合污染水田土壤的变化特征及驱动机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品测定分析 |
| 3.1.2 数据处理分析 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 水田土壤微生物α多样性 |
| 3.2.2 水田土壤微生物β多样性 |
| 3.2.3 水田土壤微生物群落组成 |
| 3.2.4 环境因子与水田微生物群落的相关关系 |
| 3.2.5 微生物对稻米重金属生物富集的影响 |
| 3.3 结果讨论 |
| 3.3.1 环境因子对水田土壤微生物多样性的影响 |
| 3.3.2 水田土壤微生物对重金属污染的适应 |
| 3.3.3 微生物群落对稻米重金属生物富集的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 微生物在重金属复合污染旱地土壤的变化特征及驱动机制 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品测定分析 |
| 4.1.2 数据处理分析 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 旱地土壤微生物α多样性 |
| 4.2.2 旱地土壤微生物群落组成 |
| 4.2.3 环境因子与旱地微生物群落的相关关系 |
| 4.2.4 微生物在旱地和水田中的差异 |
| 4.3 结果讨论 |
| 4.3.1 环境因子对旱地土壤微生物多样性的影响 |
| 4.3.2 微生物群落对重金属复合污染旱地土壤的适应 |
| 4.3.3 微生物在旱地和水田中的差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 微生物功能在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 样品测定 |
| 5.1.3 微生物功能预测分析 |
| 5.1.4 数据统计分析 |
| 5.2 结果分析 |
| 5.2.1 土壤细菌代谢功能 |
| 5.2.2 环境因子对细菌代谢功能的影响 |
| 5.2.3 土壤真菌生态功能预测 |
| 5.2.4 环境因子对真菌生态功能的影响 |
| 5.3 结果讨论 |
| 5.3.1 土壤细菌代谢功能及影响因素 |
| 5.3.2 土壤真菌生态功能及影响因素 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.1.1 耕地土壤重金属污染及来源分析 |
| 6.1.2 重金属复合污染水田土壤微生物群落结构特征及其影响因素 |
| 6.1.3 重金属复合污染旱地土壤微生物群落结构特征及其影响因素 |
| 6.1.4 重金属复合污染耕地土壤微生物功能组成及其影响因素 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
（6）基于PXRF技术的黑龙江阿城白岭铜锌多金属矿区砷元素污染评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.1.1 研究目的 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 PXRF研究现状 |
| 1.2.2 矿业活动引发的砷污染的研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 主要工作量 |
| 1.6 论文主要创新点 |
| 第2章 X射线荧光分析技术 |
| 2.1 XRF技术与设备简介 |
| 2.1.1 X射线荧光分析技术 |
| 2.1.2 便携式X射线荧光光谱仪 |
| 2.1.3 微区X射线荧光光谱仪 |
| 2.2 PXRF读数的影响因子及数据校正方法 |
| 2.2.1 基体效应 |
| 2.2.2 湿度效应 |
| 2.2.3 膜效应 |
| 2.2.4 测量时间 |
| 2.2.5 不平度效应 |
| 2.2.6 粒度效应 |
| 第3章 研究区概况 |
| 3.1 研究区范围及自然地理条件 |
| 3.2 研究区地质背景 |
| 3.2.1 区域成矿背景 |
| 3.2.2 矿床地质特征 |
| 第4章 基于PXRF技术评价矿区公路扬尘砷污染 |
| 4.1 工作区A的树桩横截面中元素的空间分布 |
| 4.1.1 PXRF对树桩横截面分析方法 |
| 4.1.2 树桩横截面各元素空间分布 |
| 4.1.3 树桩横截面As/Zn元素含量与距公路距离关系 |
| 4.2 树桩对应位置土壤中各元素的空间分布 |
| 4.2.1 PXRF对土壤分析方法 |
| 4.2.2 树桩对应位置土壤中各元素空间分布 |
| 4.2.3 树桩下方土壤中As/Zn元素含量与距公路距离关系分析 |
| 4.3 树桩垂直切面的微区X射线荧光光谱仪扫描 |
| 4.3.1 微区X荧光单点测试时间选定 |
| 4.3.2 树桩垂直切面中元素分布及X射线荧光光谱谱图分析 |
| 4.4 剖面验证 |
| 4.5 小结与讨论 |
| 第5章 矿区农田土壤砷污染评估 |
| 5.1 基于PXRF技术的农田土壤砷污染评估 |
| 5.1.1 工作区地理位置及工作方法 |
| 5.1.2 PXRF数据的质量控制及误差分析 |
| 5.1.3 基于实地/实验室PXRF数据的元素空间分布 |
| 5.1.4 剖面验证 |
| 5.2 土壤中砷元素形态分析 |
| 5.2.1 顺序提取法介绍 |
| 5.2.2 采样位置及样品描述 |
| 5.2.3 土壤样品中砷形态分析结果 |
| 5.3 小结与讨论 |
| 第6章 PXRF法评估矿区植物中砷元素富集水平 |
| 6.1 PXRF对有机质样品的分析方法 |
| 6.1.1 PXRF分析模式选取与实验室ICP方法介绍 |
| 6.1.2 有机质样品湿度、密度、厚度对PXRF读数的影响——建立PXRF法分析有机质样品的样品预处理流程 |
| 6.2 PXRF测量有机质样品数据的校正模型 |
| 6.2.1 建立有机质样品PXRF数据的线性回归校正模型 |
| 6.2.2 验证有机质样品PXRF数据的线性回归校正模型 |
| 6.3 基于PXRF方法分析矿区植物砷元素含量 |
| 6.3.1 样品采集与PXRF分析 |
| 6.3.2 PXRF分析结果与讨论 |
| 6.4 小结与讨论 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（7）资源型城市生态脆弱性综合评价 ——以河北省邯郸市为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 选题依据 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 研究综述 |
| 1.2.1 资源型城市概念界定 |
| 1.2.2 资源型城市国内外研究综述 |
| 1.2.3 生态脆弱性研究 |
| 1.2.3.1 生态脆弱性的内涵 |
| 1.2.3.2 生态脆弱性研究进展 |
| 1.2.3.3 生态脆弱性评价方法 |
| 1.2.4 资源型城市脆弱性研究 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究目标 |
| 1.5 技术路线 |
| 1.6 特色和创新 |
| 2.研究区概况 |
| 2.1 区位特征 |
| 2.2 自然环境 |
| 2.2.1 地形地貌 |
| 2.2.2 气候特征 |
| 2.2.3 水系 |
| 2.2.4 地层岩性 |
| 2.2.5 土壤 |
| 2.2.6 植被 |
| 2.2.7 淡水资源 |
| 2.2.8 矿产资源 |
| 2.3 社会经济 |
| 2.3.1 产业布局 |
| 2.3.2 文化资源 |
| 2.4 生态环境存在的现实问题 |
| 2.4.1 矿产资源过渡开发 |
| 2.4.2 土地资源浪费严重 |
| 2.4.3 大气环境污染严重 |
| 2.4.4 生态环境恶化 |
| 2.4.5 水资源承载力低 |
| 3.数据来源与研究方法 |
| 3.1 数据来源 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 FAHP模型综合评价 |
| 3.2.2 移动窗口法 |
| 3.2.2.1 移动窗口法的原理 |
| 3.2.2.2 移动窗口大小选择 |
| 3.2.2.3 景观格局指数选择 |
| 4.邯郸市生态脆弱性评价体系构建及评价方法 |
| 4.1 PSSR框架模型 |
| 4.2 邯郸市生态环境脆弱性评价指标体系 |
| 4.3 评价因子释义 |
| 4.4 基于FHAP模型的评价指标权重确定 |
| 4.4.1 构建递级层次结构模型 |
| 4.4.2 构建AHP两两判断矩阵 |
| 4.4.3 建立三角模糊数判断矩阵 |
| 4.4.4 构建综合模糊判断矩阵 |
| 4.4.5 初始权重的计算 |
| 4.4.6 归一化处理初始权重 |
| 4.5 模糊综合评价 |
| 4.6 本章小结 |
| 5.邯郸市生态脆弱性时空分异研究 |
| 5.1 邯郸市自然压力空间分布研究 |
| 5.1.1 邯郸市地形空间分布研究 |
| 5.1.2 邯郸市气象时空分布研究 |
| 5.2 邯郸市自然状态指数时空分异研究 |
| 5.2.1 植被覆盖时空分异研究 |
| 5.2.2 土地利用时空分异研究 |
| 5.3 邯郸市生态敏感度时空分异研究 |
| 5.4 邯郸市生态恢复力时空分异研究 |
| 5.5 邯郸市生态脆弱性评价结果与分析 |
| 5.5.1 邯郸市生态脆弱性的时间变化分析 |
| 5.5.1.1 时间系列分析 |
| 5.5.1.2 等级变化速率 |
| 5.5.2 邯郸市生态脆弱性的空间变化 |
| 5.5.2.1 转移矩阵 |
| 5.5.2.2 重心变化 |
| 5.5.2.3 生态脆弱性分县统计 |
| 5.6 本章小结 |
| 6.生态脆弱性变化影响因素分析 |
| 6.1 地理探测器原理 |
| 6.2 数据预处理 |
| 6.3 探测结果 |
| 6.3.1 分异及因子探测 |
| 6.3.2 交互作用探测 |
| 6.3.3 风险探测 |
| 6.3.4 生态探测 |
| 6.4 本章小结 |
| 7.资源型城市系统自组织演化及对策分析 |
| 7.1 城市自组织演化与耦合模型 |
| 7.1.1 耦合关系 |
| 7.1.2 指标体系说明 |
| 7.1.3 演化规律模型 |
| 7.2 社会经济—生态环境耦合系统演变 |
| 7.2.1 系统发展指数 |
| 7.2.2 耦合协调度的变化特征 |
| 7.2.3 社会经济—生态环境系统耦合协调发展空间格局 |
| 7.3 基于质性分析的情景界定 |
| 7.3.1 阶段1:两系统低级协调的情景 |
| 7.3.2 阶段2:经济优先的情景 |
| 7.3.3 阶段3:社会经济系统改善、生态环境治理的情景 |
| 7.4 邯郸市资源型城市转型的对策建议 |
| 7.4.1 产业结构转型升级 |
| 7.4.2 承接京津的产业转移 |
| 7.4.3 优化第三产业 |
| 7.4.4 深耕三农产业链 |
| 7.4.5 加强生态修复和生态环境保护 |
| 7.5 本章小结 |
| 8.结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读博士学位期间发表论文 |
| 致谢 |
（8）乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容与方法 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 地形与地貌 |
| 2.2 气候与水文 |
| 2.3 岩性与土壤 |
| 2.4 人口与耕地 |
| 2.5 矿产与企业 |
| 2.6 重金属污染情况 |
| 3 样品采集与测定 |
| 3.1 样品采集与制备 |
| 3.2 样品检测 |
| 4 重金属污染评价 |
| 4.1 评价方法 |
| 4.2 表层土壤评价结果 |
| 4.3 农产品评价结果 |
| 5 影响因素分析 |
| 5.1 不同河段对各元素含量的影响情况 |
| 5.2 不同企业类型对各元素含量的影响情况 |
| 5.3 不同地类对各元素含量的影响情况 |
| 5.4 不同农作物对各元素含量的影响情况 |
| 5.5 多个影响因素叠加分析 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究不足与后续研究方向 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
| 学位论文数据集 |
（9）适应于酸性矿业废水污染土壤的低重金属吸收的作物筛选与栽培（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 酸性矿业废水的形成及危害 |
| 1.2 农作物重金属污染研究进展 |
| 1.3 重金属污染土壤化学修复研究进展 |
| 1.4 重金属污染土壤的原位利用研究进展 |
| 1.5 研究背景、目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究背景与目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.1.1 筛选实验设计 |
| 2.1.2 栽培实验设计 |
| 2.1.3 盆栽实验设计 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.1 水样的采集与处理 |
| 2.2.2 土壤样品的采集与处理 |
| 2.2.3 植物样品的采集与处理 |
| 2.3 样品分析测定方法 |
| 2.3.1 水样指标分析测定方法 |
| 2.3.2 土壤样品指标分析测定方法 |
| 2.3.3 植物样品指标分析测定方法 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.4.1 转运系数(TF) |
| 2.4.2 目标风险指数(THQ) |
| 2.4.3 总目标风险指数(TTHQ) |
| 2.4.4 分析方法及质量控制 |
| 第三章 低重金属吸收作物的筛选 |
| 3.1 研究区土壤与水的理化性质 |
| 3.1.1 旱地农作物土壤理化性质 |
| 3.1.2 水生农作物土壤与水的理化性质 |
| 3.1.3 讨论 |
| 3.2 五种作物的生长发育和养分含量 |
| 3.2.1 三种旱地作物在酸性矿业废水污染土壤上的生长 |
| 3.2.2 莲藕和茭白在酸性矿业废水污染土壤上的生长 |
| 3.2.3 五种作物可食用部分的养分含量 |
| 3.2.4 讨论 |
| 3.3 五种作物的重金属含量 |
| 3.3.1 旱地作物的重金属含量 |
| 3.3.2 水生作物的重金属含量 |
| 3.3.3 讨论 |
| 3.4 五种作物的重金属转运系数及健康风险评价 |
| 3.4.1 五种作物的重金属转运系数 |
| 3.4.2 五种作物的重金属健康风险评价 |
| 3.4.3 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 施肥措施对莲藕和茭白的影响 |
| 4.1 不同施肥量对莲藕与茭白的生长与产量的影响 |
| 4.1.1 不同施肥量对莲藕与茭白土壤氮磷的影响 |
| 4.1.2 不同施肥量对莲藕与茭白的生长发育的影响 |
| 4.1.3 不同施肥量对莲藕与茭白的养分与产量的影响 |
| 4.1.4 讨论 |
| 4.2 不同施肥量对莲藕和茭白可食用部分重金属吸收的影响 |
| 4.2.1 不同施肥量莲藕和茭白可食用部分重金属含量 |
| 4.2.2 莲藕和茭白可食用部分中重金属含量相关性分析 |
| 4.2.3 讨论 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 土壤改良对魔芋和黄秋葵的影响 |
| 5.1 土壤改良对土壤pH值的影响 |
| 5.1.1 不同配比改良剂的魔芋和黄秋葵土壤p H值 |
| 5.1.2 讨论 |
| 5.2 土壤改良对魔芋和黄秋葵土壤有效态重金属的影响 |
| 5.2.1 不同配比改良剂的魔芋和黄秋葵土壤有效态重金属含量 |
| 5.2.2 讨论 |
| 5.3 土壤改良对魔芋和黄秋葵可食用部分重金属含量的影响 |
| 5.3.1 不同配比改良剂魔芋和黄秋葵可食用部分重金属含量 |
| 5.3.2 讨论 |
| 5.4 魔芋和黄秋葵可食用部分重金属含量相关性分析 |
| 5.4.1 土壤有效态重金属、pH值与可食用部分重金属含量的相关性 |
| 5.4.2 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
| 致谢 |
（10）贵州遵义松林Ni-Mo多金属矿区土壤Cu、Zn、Ni、Mo、V污染及农作物健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 国内外研究现状 |
| 1.1.1 土壤重金属污染及其危害 |
| 1.1.2 国外黑色页岩区土壤重金属污染评价研究进展 |
| 1.1.3 国内黑色页岩区土壤重金属污染评价研究现状 |
| 1.2 研究内容和研究方法 |
| 1.2.1 研究内容 |
| 1.2.2 研究方法 |
| 1.3 研究意义 |
| 1.4 论文工作量 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 样品采集和分析 |
| 2.1 贵州遵义松林Ni-Mo多金属矿区地理概况 |
| 2.2 贵州遵义松林Ni-Mo多金属矿区地质背景 |
| 2.3 样品的采集及处理 |
| 2.3.1 土壤样品的采集 |
| 2.3.2 农作物样品的采集 |
| 2.3.3 土壤样品的预处理 |
| 2.3.4 农作物样品的预处理 |
| 2.4 分析方法 |
| 第3章 矿区土壤和农作物重金属含量特征 |
| 3.1 矿区土壤Cu、Zn、Ni、Mo和 V含量特征 |
| 3.2 矿区农作物Cu、Zn、Ni、Mo和 V含量特征 |
| 第4章 矿区重金属污染及农作物健康风险评价方法 |
| 4.1 土壤重金属污染评价方法 |
| 4.1.1 单因子指数法 |
| 4.1.2 地质累积指数法 |
| 4.1.3 内梅罗综合污染指数法 |
| 4.1.4 Hakanson潜在生态风险评价法 |
| 4.2 健康风险评价模型 |
| 第5章 矿区土壤重金属污染评价和农作物健康风险评价结果 |
| 5.1 矿区土壤重金属单一重金属污染指数 |
| 5.2 矿区土壤Cu、Zn、Ni、Mo和 V内梅罗综合污染指数 |
| 5.3 矿区农作物Cu、Zn、Ni、Mo和 V健康风险评价 |
| 5.3.1 矿区农作物Cu、Zn、Ni、Mo和 V日平均摄入量 |
| 5.3.2 矿区农作物Cu、Zn、Ni、Mo和 V健康风险指数 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 矿区重金属元素的岩石(矿石)-土壤迁移过程初探 |
| 6.1 黑色页岩及Ni-Mo多金属矿石重金属富集特征 |
| 6.2 矿区不同介重金属含量差异分析 |
| 6.3 矿区土壤重金属相关性分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 章结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得学术成果 |
| 致谢 |
四、某有色金属矿区农作物食品安全初步研究（论文参考文献）
- [1]钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究[D]. 王雅乐. 中国农业科学院, 2021
- [2]燃用后选煤副产品中环境敏感微量元素归趋及其效应[D]. 李丹. 南昌大学, 2021(02)
- [3]某矿区儿童环境铅暴露健康风险评价及影响因素研究[D]. 杨轶男. 兰州大学, 2021(09)
- [4]矿山固废堆积体生态修复与耕植技术研究[D]. 王丹丹. 西京学院, 2020(05)
- [5]微生物在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制研究[D]. 李传章. 广西大学, 2020(07)
- [6]基于PXRF技术的黑龙江阿城白岭铜锌多金属矿区砷元素污染评估[D]. 周树斌. 中国地质大学(北京), 2020(04)
- [7]资源型城市生态脆弱性综合评价 ——以河北省邯郸市为例[D]. 温利华. 华中农业大学, 2020(01)
- [8]乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析[D]. 王越. 山东科技大学, 2020(04)
- [9]适应于酸性矿业废水污染土壤的低重金属吸收的作物筛选与栽培[D]. 鲁潇. 安徽大学, 2020(07)
- [10]贵州遵义松林Ni-Mo多金属矿区土壤Cu、Zn、Ni、Mo、V污染及农作物健康风险评价[D]. 张迪. 贵州师范大学, 2020(01)