一、天然沸石的微量元素生物有效性研究（论文文献综述）
刘群群[1]（2021）在《滨海河流沉积物的典型重金属质量基准确定及Cd污染原位修复研究》文中提出沉积物是水生生态系统重金属迁移转化重要的源和汇。近年来,沉积物重金属污染已经成为一个亟待解决的全球性环境问题。目前,我国河流沉积物重金属污染形势不容乐观,时刻威胁着水生生态系统及人体健康的安全。因此,重金属污染沉积物的有效管控迫在眉睫。然而,我国尚没有相应的河流沉积物环境质量基准或标准对沉积物重金属污染进行有效的监管与评价,重金属有效治理的技术研究也相对滞后。鉴于上述现状,本研究分别从重金属污染沉积物的评估和治理两个角度,探究基于改进的相平衡分配法建立流域尺度沉积物重金属环境质量基准（SQG）的可行性,再结合质量基准开展了Cd污染沉积物的原位修复技术研究,以期为重金属污染沉积物的有效管控提供科学依据。主要研究结果如下:（1）滨海河流沉积物典型重金属质量基准的确定:以胶莱河（JL）和夹河（JH）沉积物为研究对象,并结合地表水水质标准（GB 3838-2002）,建立了流域尺度的Cd、Cu、Pb和Zn沉积物环境质量基准。此外,还探究了两条河流沉积物和间隙水中重金属的空间分布、赋存形态、分配系数和环境风险。结果表明,JH沉积物中重金属含量高于JL,而间隙水中重金属含量则呈相反趋势。重金属赋存形态分析表明,沉积物中大部分重金属以残渣态为主。重金属在沉积物和间隙水中的分配主要受沉积物和间隙水性质以及外源重金属输入的影响。污染因子法分析表明,JH和JL沉积物大部分站位Cd呈高或极高污染水平;间隙水标准毒性单位和Nemerow指数表明,两条河流沉积物大部分站位间隙水单一重金属均不会对生物产生毒性。结合地表水水质标准改进的间隙水水质标准,采用改进的相平衡分配法建立了流域尺度的重金属SQG。可以发现,流域尺度的重金属SQG可以合理地对不同水功能区的沉积物进行不同等级的划分。基于SQG的沉积物重金属评价结果表明,两条河流沉积物重金属的潜在生物毒性效应较低。由此可见,依据不同的水功能区划而建立流域尺度的重金属SQG是可行的。（2）不同材料负载纳米零价铁前后对Cd污染沉积物的原位固定修复:采用沸石、海泡石、赤泥（RM）和生物炭（BC）负载纳米零价铁（nZVI）后,然后将它们用于Cd污染沉积物的原位固定修复（90d）,并探究了修复后沉积物理化性质、Cd稳定性和细菌群落的变化。实验结果表明,修复后沉积物理化性质发生了显着改变（P<0.05）;与对照组相比,处理组沉积物Cd弱酸溶解态占比减少了11%～47%,而残渣态占比增加了50%～1000%,Cd稳定性得到提高。在4种原材料中,RM和BC对Cd污染沉积物的固定化效果明显高于海泡石和沸石;特别地,相对于原材料而言,改性材料对Cd的固定化效率更高,浸出毒性比原材料修复下降低了15%～22%。固定化修复提高了沉积物细菌群落的丰富度和多样性。在所有材料中,nZVI/RM和nZVI/BC的修复效果最好;相比于对照组,其浸出毒性分别下降了42%和44%。此外,固定化修复还可以通过增加Fe（III）还原细菌和硫酸盐还原菌的丰度来分别促进Fe（III）和硫酸盐的还原,从而有利于沉积物Cd的固定。总体来看,BC（nZVI/BC）对沉积物Cd的固定化效果好,且对沉积物的不良影响小,可作为Cd污染沉积物固定修复的首选材料。（3）nZVI/BC和BC原位固定修复Cd污染沉积物的效率及细菌响应:为探究修复时间和修复剂量对BC和nZVI/BC修复效果的影响,采用不同剂量BC和nZVI/BC对沉积物Cd进行了更长时间的原位固定（140d）,研究了BC和nZVI/BC对沉积物Cd稳定性和细菌群落的影响,并探讨了它们在不同pH值下的修复效果。结果表明,施用BC和nZVI/BC可使沉积物Cd向上覆水和间隙水的释放分别降低了31%～69%和26%～73%。与对照组相比,修复后沉积物Cd的稳定性得到提高,Cd浸出毒性降低了7%～29%。这直接证明了原位固定修复后沉积物Cd对上覆水和间隙水的风险降低,沉积物Cd的生态风险下降。这说明经过一段的修复时间后,沉积物Cd可能会满足相应的重金属SQG。Cd可移动性的降低与BC或nZVI/BC的添加剂量密切相关,呈现剂量依赖性。值得注意的是,在所有pH值处理下,nZVI/BC对沉积物Cd释放的抑制效果明显优于BC。在碱性条件下,BC和nZVI/BC的修复效果明显优于酸性和中性条件。细菌群落分析表明,低剂量的修复材料提高了细菌群落的丰富度和多样性;但是,由于沉积物理化性质的变化和修复材料毒性的影响,施用高剂量的修复材料会对沉积物细菌群落产生不利影响。（4）BC负载纳米Fe2O3原位覆盖Cd高度污染沉积物的效率:由于nZVI复合材料合成成本较为昂贵,且固定化修复见效较慢;因此,进一步采用了BC和BC负载的纳米Fe2O3（nFe2O3@BC）原位覆盖Cd高度污染沉积物,并探究了BC和nFe2O3@BC的覆盖性能、适用条件和修复机理。结果表明,覆盖60 d后,BC和nFe2O3@BC均一定程度上抑制了Cd从沉积物向上覆水和间隙水的释放（抑制效率>99%）,表明沉积物Cd对间隙水和上覆水造成的风险经原位覆盖后降低。在上覆水所有不同pH和干扰强度处理下,nFe2O3@BC覆盖的效果均优于BC覆盖。特别地,低pH值和高水力扰动均会削弱BC和nFe2O3@BC原位覆盖的效果。鉴于Cd的高毒性,不适合在酸性和中性水体（pH=3、5和7）中使用BC原位覆盖Cd污染沉积物,而在所有pH处理组中均可使用nFe2O3@BC覆盖。BC和nFe2O3@BC覆盖在高水力干扰下（搅拌速度=150 rpm）会失效,但nFe2O3@BC覆盖在低水力干扰下（搅拌速度=0和100 rpm）仍然有效。薄膜扩散梯度技术的分析结果表明,BC和nFe2O3@BC覆盖均抑制了沉积物Cd向间隙水的释放。在BC（98.74%）和nFe2O3@BC（98.10%）覆盖层中吸附的大部分Cd可能会重新释放到水体中,因此需要及时处理覆盖层。另外,过量使用nFe2O3@BC作为覆盖材料可能会增加Fe释放的风险。
郑小俊[2]（2021）在《沸石—生物炭配施对钨矿区重金属污染土壤修复研究》文中进行了进一步梳理近数十年来,随着采矿和冶炼行业迅猛发展,矿区土壤重金属成为世界瞩目的问题之一。同时,因钨（W）的化学惰性长期被认为是没有环境风险的金属,因此也缺乏对土壤W的研究。江西省内有大大小小数百个钨矿分布,已然成为重金属污染极为严重的区域。因此本文选定江西境内一钨矿区作为研究区域。生物炭和沸石作为优秀的土壤重金属固定剂,已经被广泛应用于重金属污染土壤修复,而其配施的方法可能对多金属污染的土壤有更好的修复效果。因此,生物炭和沸石配施在钨矿区土壤重金属修复方面具有较强的应用前景。本研究针对江西省典型钨矿区周边土壤进行采样以及重金属分析,评估了该研究区域的土壤重金属污染状况,并选择了污染较严重的农用地土壤进行修复试验。修复试验在室内进行,主要通过沸石（ZE）、生物炭（BC）及其混合配施（CO）的改良剂对供试土壤进行稳定化处理,并分析了改良剂对土壤理化性质、重金属生物有效性、重金属BCR赋存形态的影响,同时利用土壤16Sr DNA分析技术研究了改良剂对土壤微生物活性的影响,印证了所用改良剂在修复土壤应用方面的可行性,并得出以下结论:（1）钨矿区周围土壤中Cd和W含量较高,Cd和W的平均浓度分别超过江西背景值的8.0倍和15.8倍,可以认为Cd是钨矿周边地区的主要重污染物,W也有很高的富集,但是在国内尚不被列入污染物名单。（2）垂直剖面中Cd、W、Pb的浓度随土层深度的增加而降低。结果表明,采矿和冶炼活动导致了Cd和W在表土中的显着积累。可以认为造成此类污染特征的主要原因是常年风对采矿及冶炼粉尘的持续输送。（3）基于潜在生态风险评价,45个样品土壤重金属潜在生态风险水平为Cd>As>W>Zn>Pb>Cr>Cu。在45个样品中,4个样品为高强度危险,16个样品为中度风险水平,13个样品为较强风险水平,12个样品为强风险水平。（4）沸石-生物炭配施改良剂使Cd、Pb、As和W的生物有效性分别降低了57.4%、62.7%、56.4%和22.5%。BCR形态提取结果进一步证实,沸石和生物炭配施能将金属（Cd、Pb、As、W）的活泼形态转化为稳定形态。（5）沸石、生物炭及配施的复合改良剂使总生物有效毒性分别从335.5降至182.9、250.5和143.4。结果表明,配施的复合型改良剂对试验所用的多金属污染土壤的修复效果最好。SEM-EDS图像证实了Pb和少量的Cd在生物炭上的吸附。（6）ZE和CO处理均能增加土壤微生物的生物多样性,4种处理中微生物alpha多样性指数由大到小的顺序为:ZE>CO>CK>BC。同时,沸石-生物炭配施的复合改良剂对Proteobacteria的丰度影响不大,但增加了Actinobacteria、Firmicutes和Bacteroidetes的相对丰度,同时降低了Gemmatimonadetes,Acidobacteria,和candidate division WPS2的相对丰度。
李栋[3]（2020）在《沸石对知母和益母草累积Cd及其生长的影响》文中提出农田Cd污染土壤修复报道已有许多,但是对于中药材种植土壤Cd污染问题研究较少。知母和益母草作为我国传统中草药应用广泛,已有研究指出这两种药用植物对土壤中Cd富集系数较高,易吸收积累到体内,影响药材品质。因此本研究针对知母和益母草植物体中Cd超标导致中药材质量下降的问题,采用盆栽试验的方法,选用沸石作为修复剂,首先研究了不同Cd浓度的老化时间,以及不同浓度及老化时间对知母和益母草生长的影响;其次在2mg/kg Cd污染土壤中初步探明合适的沸石添加比例范围的基础上,研究在不同Cd浓度土壤中施加不同比例沸石,沸石添加量对土壤有效态Cd含量和两种药用植物中Cd含量及富集系数的影响,以及沸石添加量与植物生长的关系,从而得出不同Cd浓度污染土壤中知母和益母草安全生产的沸石施用量。主要研究结果如下:（1）老化时间的试验表明,外源Cd浓度小于5mg/kg时,土壤中有效态Cd趋于稳定的时间为30天。低于1mg/kg的外源Cd不同老化时间对知母和益母草的根长、益母草的株高和叶面积均产生促进作用。5mg/kg外源Cd老化时间20天内对知母株高产生抑制作用,在老化时间40天时产生促进作用。低于1mg/kg的外源Cd,不同老化时间下,对知母和益母草的干重均有促进作用,但5mg/kg外源Cd老化30天之内干重显着降低,在老化40天时显着增加。（2）在不同Cd浓度污染的土壤中施加沸石,均可促进知母和益母草的株高、干重、根长、叶面积等生长指标的增长,并且随着沸石比例的增加而促进作用增强。施加沸石均可有效降低土壤中有效态Cd含量以及知母及益母草中Cd含量和富集系数。在Cd浓度<5mg/kg 土壤中施用2.5%比例沸石可达到最佳修复效果,土壤Cd有效态含量下降了 30.4%～48%,知母和益母草中Cd含量分别下降了 20.4%～35.4%、22.4%～47.9%;与对照相比,知母和益母草的最大增加值,株高分别为45.1%、85.1%,根长分别为118%、102%,干重分别为116.7%、127.5%。Cd污染土壤中,知母对Cd的富集系数高于益母草。外源Cd浓度为1mg/kg时,各处理的富集系数最高,未添加沸石时,知母和益母草富集系数分别为0.83,0.79,沸石添加比例2.5%时富集系数降低幅度最大,较对照分别降低了 0.21、0.24。在不同Cd浓度污染土壤中施加沸石可使土壤pH升高0.1～0.19个单位和土壤容重升高0%～8.4%,土壤孔隙度下降0%～5.1%,均以施用2.5%比例沸石的土壤最为明显。（3）在外源Cd污染土壤中添加沸石后,知母和益母草的各生长指标随沸石添加量的增加而增加,呈极显着性正相关（P<0.01）;土壤pH与益母草根长和干重呈显着性正相关（P<0.05）;除根长外,知母和益母草各生长指标与添加沸石后的土壤容重呈显着或极显着正相关,与土壤孔隙度呈显着或极显着负相关;土壤中Cd有效态含量随沸石添加量的增加而降低,呈极显着性负相关（P<0.01）;知母和益母草Cd含量与土壤Cd有效态含量呈极显着性正相关（P<0.01）;沸石添加量与知母和益母草中Cd含量呈极显着负相关（P<0.01）,沸石添加量与知母和益母草富集系数呈显着负相关（P<0.05）。综上,在Cd浓度<5mg/kg的污染土壤中,建议沸石的最佳添加比例为2.5%,不仅可以促进知母和益母草生长,并能降低知母和益母草体内Cd含量及土壤有效态Cd含量,为今后知母和益母草的安全生产提供了重要的理论依据。
王亚玲[4]（2020）在《单控和组配施肥模式对设施黄瓜养分利用、品质及土壤性状的影响》文中提出针对设施蔬菜需求量增加、种植面积扩大,生产中存在化肥施用过量,黄瓜产量和品质下降,土壤理化性状变差,肥料效率低等问题。本文采用田间试验和室内分析相结合的研究方法,以两季设施黄瓜为研究对象,每季设置6个处理,研究生物菌肥、中微量养分、沸石在减施无机肥基础上,单项调控和组配调控施肥模式对植株养分吸收、黄瓜产量、果实品质、经济效益、肥料利用率、土壤物理性状、土壤养分时空分布及土壤微生物数量等影响,为实现蔬菜安全施肥提供理论支撑。主要研究结果如下:1.在推荐施肥基础上,单施生物菌肥整株养分积累量与农民习惯施肥比分别提高13.3%-22.7%;单施沸石的黄瓜产量最高为58237 kg/hm2。组配处理中以推荐无机肥+生物菌肥+中微量养分+沸石较农民习惯施肥整株养分积累量提高9.7%-19.6%;黄瓜产量最高为71145kg/hm2,增产29.9%。说明无机肥配施生物菌肥和沸石均可以提高黄瓜产量、促进养分吸收效果较好。2.较农民习惯施肥比,推荐施肥处理减少化肥用量及成本,有效提升肥料生产效率、农学效率和黄瓜纯收益。等量施肥下,较推荐无机肥处理比,3种添加单项调控措施的肥料生产效率提升6.2%-8.5%,农学效率增加26.1%-35.9%,经济效益提高6333-7628元/hm2;4种组配调控措施的肥料生产效率提升13.0%-22.8%、经济效益提高3789-25614元/hm2。说明在推荐无机肥基础上添加调控物质不仅提升肥料效率,还能增加经济效益。以组配调控措施效果为佳。3.与农民习惯施肥相比,单项调控措施中的推荐无机肥配施生物菌肥的果实Vc、可溶性蛋白、可溶性糖增加7.8%-22.2%,配施中微量养分的果实品质提升10.0%-34.6%,4种推荐施肥处理的硝酸盐显着降低15.0%以上。组配措施中以推荐无机肥+生物菌肥+中微量养分、推荐无机肥+生物菌肥+中微量养分+沸石的黄瓜Vc、可溶性蛋白、可溶性糖含量提升23.1%-42.9%,硝酸盐降低35.0%以上,两者之间差异不显着。说明生物菌肥和中微量养分有利于改善黄瓜品质,降低黄瓜中硝酸盐含量。4.推荐施肥基础上,单配施生物菌肥有利于增加土壤有效磷、速效钾含量,提升有机质,增加土壤细菌、放线菌数量,降低电导率,减少土壤NO3--N积累;单配施沸石有效提高土壤含水量及NH4+-N含量。组配措施中以推荐无机肥+生物菌肥+中微量养分+沸石有效提高土壤含水量、pH、NH4+-N、有效磷、速效钾、有机质、细菌及放线菌数量。土壤理化和微生物数量与黄瓜产量、品质间具有一定相关性,提升土壤质量及肥力有利于提高黄瓜产量并改善其品质。综上,推荐无机肥基础上,单独配施生物菌肥和沸石处理产量较高,而且改善土壤环境较好;单独配施生物菌肥和中微量养分处理黄瓜品质较优;以单独配施沸石的处理肥料效率和经济效益较佳。组配措施中以推荐无机肥+生物菌肥+中微量养分+沸石措施既稳定增产、提升品质,又改善土壤性状,维持土壤微生物平衡。建议农民在减施化肥基础上选择合适调控物质,以达到高产、优质、高效和高收入的不同目的。
王宏鹏[5]（2020）在《石灰性土壤镉污染原位钝化修复材料研究》文中认为土壤重金属镉污染严重影响土壤的环境质量和人类的食品安全。原位钝化修复技术是用于农用地土壤镉污染治理的常用方法之一。本文立足于北方石灰性土壤的镉污染治理,通过水性吸附实验和土壤pH实验对几种钝化材料的吸附效果和作用机制进行研究。在对沸石改性后,优选出合适材料。探究了不同pH值和吸附时间对优选出的腐殖酸和2mol/L NaOH改性沸石吸附性能的影响。最终通过室内土壤实验和田间实验考察两种材料在单施和混施条件下对土壤的DTPA-Cd、理化性质和田间空心菜的影响,并以此来评价修复效果。主要研究结果如下:（1）钝化材料在相同条件下对水中Cd2+的吸附效率大小顺序为:有机硅肥料>腐殖酸>有机无机复合材料>改性矿物微胶囊>改性硅铝酸盐矿物>改性电厂灰>改性凹凸棒>天然沸石。（2）加入改性硅铝酸盐矿物、有机硅肥、改性电厂灰和改性矿物微胶囊的土壤pH随着钝化剂用量的增加而升高显着;加入改性凹凸棒、有机无机复合材料和腐殖酸的土壤pH则出现下降,但下降幅度在0.010.3个单位。（3）热改性沸石对Cd2+的吸附量随加热温度的升高先增加后降低,最佳改性温度在300℃;化学改性中2mol/L NaOH改性沸石对Cd2+的吸附量最大。（4）优选出的2mol/L NaOH改性沸石和腐殖酸的吸附量均随着溶液pH的升高而增加,饱和吸附量分别为22.99mg/g和28.27mg/g,两种材料对Cd2+的吸附过程均符合二级动力学模型,主要为化学吸附,吸附速率由多种步骤共同控制。（5）室内土壤实验表明单施碱改性沸石（T1）、单施腐殖酸（T2）和混施碱改性沸石+腐殖酸（T3）三种处理对土壤Cd均有一定的钝化效果。第50d时,三种处理对DTPA-Cd的钝化效率分别达到33.51%、38.71%和41.92%。T1和T3能够提高土壤pH值。T2和T3处理后土壤有机质含量分别提高了136%和52%。（6）田间土壤实验表明,单施腐殖酸（A）和混施碱改性沸石+腐殖酸（B）对土壤中DTPA-Cd的钝化效率为23.87%和28.11%。同时A、B处理分别使空心菜中的Cd含量降低了27.95%和35.7%,株高分别提高了22.11%和16.8%,生物量则分别增加了56.18%和49.39%。
许建捷[6]（2020）在《X分子筛及其改性材料对水中铅去除和土壤中铅钝化的研究》文中研究说明目前,环境铅污染严重,已引起广泛关注。X分子筛作为一种有效的吸附剂,广泛应用于铅污染水体的处理。但由于工业活动的指数级增长和传统废水处理的不足,清洁水资源正在迅速减少,逐渐不能满足现代社会的需求,进一步开发和研究高效的重金属吸附材料刻不容缓。研究表明改性可以进一步改善材料的性能,因此本文对X分子筛及其改性材料对水中铅的去除和土壤中铅的钝化进行了研究,具体研究内容和结论主要分为以下三个方面:（1）采用水热法合成了X分子筛（XM）。通过回流和超声处理方法,采用（3-氨基丙基）三乙氧基硅烷（APTES）和（3-巯基丙基）三甲氧基硅烷（MPTMS）对XM进行了有机功能化,并探讨了接枝条件对改性的影响。此外,采用NaOH、H2O2、NH4Cl、KCl、NaCl这5种无机改性剂对XM进行了无机改性,并研究了改性剂浓度对改性材料吸附能力的影响。最后,采用XRD、SEM、FT-IR对XM和改性材料进行了表征。试验结果表明:最佳的接枝条件为回流温度:90±5℃、搅拌速度:45±5 r/min、改性剂用量:1 ml APTES/0.8 ml MPTMS。无机改性材料对铅离子的吸附效果的顺序为:NaOH-XM>H2O2-XM>NaCl-XM>KCl-XM>NH4Cl-XM,且对应的最佳改性剂浓度分别为1.0 mol/L、0.5 mol/L、0.5 mol/L、0.8 mol/L和0.8 mol/L。（2）选择XM、氨基功能化XM（NH2-XM）和巯基功能化XM（SH-XM）,采用单因素法对水中Pb（Ⅱ）去除的影响因素和机理进行了研究。结果表明:材料的最佳pH值、温度和接触时间分别为6、45℃和120 min。NH2-XM、SH-XM和XM的最佳固液比分别为0.4 g/L、0.5 g/L和0.7 g/L。吸附动力学和等温线的拟合分析表明,准二阶动力学和Langmuir模型对实验数据的拟合效果更好。三种材料对Pb（Ⅱ）的吸附属于单层化学吸附,且是一种自发的吸热反应。（3）选择6种钝化材料对高浓度铅污染土壤进行了修复研究。主要分析了材料种类、投加量和修复时间对土壤中铅的化学形态和土壤pH的影响。结果表明:在铅化学形态的影响方面,钝化修复材料能降低土壤中酸提取态铅的含量,增加残渣态铅含量。在0d～40d的培养过程中,15d时,材料对土壤的修复效果最好,酸提取态铅的比例由48.5%（0d）降为17.90%-33.93%（15d）,残渣态铅的比例由13.8%（0d）增加为23.9%-30.5%（15d）。40 d时,土壤铅形态趋于稳定。六种材料中,以巯基改性材料（SX）和高投加量（3%）时的氨基改性材料（NX）对土壤酸提取态铅比例的降低效果最好。在土壤pH的影响方面,施加钝化修复材料会使土壤pH值升高。而钝化修复时间对土壤pH值的变化影响较小;材料的投加量与土壤pH值呈正相关。此外,随着土壤pH值的增加,土壤酸提取态铅的比例下降。综上所述,氨基和巯基改性分子筛可以作为新修复剂用于土壤铅的钝化。pH是影响土壤酸提取态铅含量的重要因素之一。
韩张雄[7]（2020）在《钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例》文中指出矿产资源的开采作为我国国民经济的重要产业,在其开发利用过程中经常会出现诸如土壤、地下水及大气等污染现象。金属矿山开采造成的环境问题日益突出,通常金属矿山的开采伴随着多种元素的污染,其污染作用在一定程度上也受到伴生元素的影响,如钼矿开采过程中伴生元素Cd、Pb、Cu、Zn容易造成污染,因此尽快开展伴生元素的污染状况调查及评价影响,以及主要污染元素的形态分布特征及污染机理等研究,在理论和实践上均具有重要的意义,将为污染程度的准确监测及快速修复等奠定坚实的基础。本研究通过钼矿区土壤及植株样品的采集,采用形态分析方法,利用污染评价方法,对钼矿区主要伴生污染元素Cd、Pb、Cu、Zn、Mo在钼矿区的分布及污染状况进行分析评价,以期探明钼矿区重金属污染的现状,通过对矿区土壤及植物中重金属元素沿坝下水流方向上形态分布研究,以期探明研究区重金属在土壤-植物间形态变化的规律;通过研究多种因子对钼矿区土壤中含量及变化特征最为显着的铅、镉元素形态转化的影响以期探明研究区土壤中对铅、镉形态转化影响最为显着的因子;通过室内模拟试验以期获得钼元素对铅、镉形态及运移的影响机制;通过阻断试验以期获得矿区土壤中重金属铅、镉污染的快速修复措施。主要有以下结论:（1）钼矿区重金属污染特征通过对陕西省典型钼矿区周边不同利用类型农田土壤及野生植物艾草和农作物进行分析,得出钼矿尾矿区周边土壤中重金属元素Cu、Pb、Cd、Mo、Zn均超过了陕西省土壤背景含量,各农田土壤中重金属变异系数依次为:Cd>Cu>Pb>Mo>Zn,且矿区Cd元素活性最强,有效态所占比例最大;通过分析,各地块重金属均超过了风险筛查值。艾草和苹果苗对重金属的富集能力大于农作物,通过综合污染评价玉米籽粒严重污染,油菜籽中度污染,小麦地虽然污染,但小麦籽粒无污染,可能由于植物品种间对重金属的吸收分配方式不同引起的。（2）钼矿区重金属形态变化特征通过研究钼矿土壤中重金属在沿主风向和水流方向上形态的变化,以及其与植物之间的关系,得出了钼矿区土壤中已造成污染的重金属元素总量沿坝下水流方向逐渐减少,各污染物同源性较强,该研究区重金属中铅、镉元素有效态含量与总量相关性最好,最容易在土壤和植物中迁移。植物中重金属含量与土壤中重金属总量及其形态存在相关关系。同时土壤中重金属各形态以及在植物体重金属含量与p H值相关,说明植物吸收重金属受土壤p H值影响,可能是由于p H值的改变引起重金属形态变化造成的。土壤中镉元素有效态含量占总镉的比例在各采样点均较大,证明了镉相对于其他元素更容易造成污染。汞元素在土壤中虽然没有超标,但植物中汞元素超标,可能所选植物艾草对汞具有富集作用,另一方面也可以证明本区域可能存在其他形式的汞污染,植物吸收汞的过程中会受到其他汞污染源影响。通过整个矿区植物富集系数和转运系数的计算,得出钼矿区植物艾草从土壤富集到植物中重金属能力强弱为Hg>Cd,Pb,Mo>Cu,Zn,Ni>As。而从植物地下部分转运到地上部分的能力依次为Cd,Mo,Zn>Cu,Pb,Ni>As,Hg。该钼矿区土壤中Cd和Pb污染最为严重。（3）钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素钼矿区铅和镉的各形态含量与不同的土壤理化指标以及锌元素和钼元素之间存在着相关关系,通过分析选出与钼矿区土壤中铅、镉形态变化相关性最好的12个影响因子进行添加试验,最终确定了6个对铅形态变化影响最大的因子。具体如下:交换态铅主要受总锌、总钼、p H值影响,且均为负效应;碳酸盐结合态铅主要受粘粒含量、总锌、总钼、p H值影响,其中粘粒含量为正效应,其他参数为负效应;无定型铁锰氧化物结合态铅主要受总锌、粘粒含量影响,总锌为正效应,粘粒含量为负效应;有机结合态铅主要受阳离子交换量、Eh值和总钼的影响,且均为正效应;残渣态铅主要受总钼影响,为正效应。7个对镉形态变化影响最大的因子,分别为交换态镉、碳酸盐结合态镉主要受总锌、总钼、p H值、CEC的影响,且均为负效应;无定型铁锰氧化物结合态镉主要受总锌、Eh值影响,均为正效应;有机结合态镉主要受阳离子交换量、粘粒含量、有机质含量的影响,且均为正效应;残渣态镉主要受总钼、p H值、Eh值的影响,为正效应。总体分析该钼矿区不同影响因子对铅、镉形态影响大小依次为钼>p H值,锌>阳离子交换量（CEC）>土壤粘粒含量（Clay）>土壤氧化还原电位Eh值>土壤有机质（SOM）。（4）钼矿区土壤中钼元素对油菜吸收铅、镉的影响通过研究得出钼元素的添加能够显着降低重金属铅、镉对油菜生理、生物量上的毒害作用。钼元素一方面可以在土壤中与铅、镉作用,减少铅、镉进入油菜体内;而另一方面对于进入油菜体内的重金属铅、镉,钼元素可以通过促进植物氮素代谢,增加根系生长,扩大生物量（生物稀释作用）来降低铅元素的毒害;通过促进油菜体内多种与光合有关的酶形成及其循环来降低镉元素的毒害。通过分析,在施入100mg/kg钼元素时,能有效提高油菜的生理和生物量参数;施入200mg/kg钼元素时,可以有效降低植物体内重金属铅、镉的含量,综合对比发现100mg/kg的钼施入量对提高油菜生理生化活性及生物量最有效。（5）钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究本研究通过麦饭石和膨润土对重金属铅、镉的吸附试验,可以得出麦饭石较膨润土对重金属铅和镉的吸附效果好,这可能由于麦饭石性质决定的,即麦饭石具有较多有效的表面活性吸附位点;通过拟合Langmuir模型,可以得出,本研究中它们对重金属铅、镉的吸附均符合等温吸附线性方程;通过等温吸附过程中溶液p H影响试验,得出可以得出溶液p H值增大会降低麦饭石和膨润土对铅、镉元素的吸附量,这可能因为在酸性条件下,吸附作用为主导,但随着溶液p H值增大,溶液中沉淀作用逐渐加强,取代了吸附作用;吸附后的重金属大部分以有机结合态和残渣态存在于土壤中,麦饭石作用速度较膨润土快,在30d时吸附效果非常显着,但其对高浓度铅处理时吸附效果相对较弱,而膨润土对土壤中铅污染物吸附作用较慢,在30d到60d仍有显着吸附效果,且对高浓度铅也具有良好的吸附效果,但对镉吸附效果较差。通过盆栽试验,得出低浓度铅、镉处理时,麦饭石、膨润土均能显着降低油菜对铅的吸收富集,麦饭石作用大于膨润土,而高浓度铅、镉处理时,麦饭石和膨润土对土壤中的重金属的固定作用减弱。因此麦饭石和膨润土均具有固定土壤中重金属铅、镉,降低油菜污染的能力,且对低浓度铅、镉污染物固持效果好,对高浓度铅、镉固持效果相对较差。本文利用野外调查评价、室内模拟实验的研究方法,研究了钼矿区的污染特征及伴生元素铅、镉形态变化及稳定化过程。探明了钼矿区重金属元素污染特征为该钼矿区主要受铅、镉污染,而伴生元素铅、镉在钼矿区形态变化特征均随着距矿区距离增大而减小,且镉元素有效态含量较高。进而通过试验对钼矿区土壤中对铅、镉元素的主要影响因素及其作用机理进行了研究,得出对铅、镉影响最为显着的因子均为钼元素。最后利用非金属材料对重金属铅、镉进行稳定化研究,得出膨润土和麦饭石均能有效固持低浓度铅、镉。通过本研究,揭示了钼矿区的污染状况及程度,获得了钼矿区伴生重金属污染物铅、镉的污染特征,即随着距矿区距离增大而降低,钼可能通过在土壤中与重金属共沉淀,阻止重金属进入植物体内,同时在植物体内钼元素通过改善植物生理生化性状减缓重金属的危害,并且得出了通过非金属矿物材料能够有效稳定土壤中的铅、镉。可为类似矿区伴生重金属污染治理提供理论支撑。
李章涛[8]（2020）在《纳米零价铁改性沸石对土壤镉铅砷复合污染的钝化效果及相关机制研究》文中指出土壤重金属污染具有隐蔽性、持久性、不可逆转性的特点,已成为危及生态环境和人类健康的全球性关键问题。据2014年全国土壤污染状况调查公报显示,广泛分布的土壤污染总超标位点达16.1%,尤其以共存的重金属Cd、Pb、As的复合污染最为严重。由于Cd、Pb常以二价阳离子的形态存在,而As则有三价、五价两种形态的含氧阴离子,通过改变土壤理化性质进行修复的过程中,三种污染物的移动性和生物有效性往往无法同时降低。因此,研发廉价、高效、稳定、安全的原位钝化剂改变土壤中Cd、Pb、As迁移转化的过程,从而减少三者在土壤-作物系统中的富集迫在眉睫。天然沸石是成本低廉的水合铝硅酸盐矿物,能改善土壤理化性质及结构、吸附固定阳离子重金属。纳米零价铁具有较大的比表面积和阴离子吸附容量,能与污染物发生氧化还原反应。利用沸石负载纳米零价铁将有可能同时应对土壤中的Cd、Pb、As污染。本研究首先制备了纳米零价铁改性沸石（简称改性材料）,以天然沸石为参照,通过水溶液吸附试验验证其对Cd、Pb、As复合污染的吸附效果及特性;采用土壤培养试验研究不同水平改性材料对复合污染的酸性红壤、碱性潮土中土壤理化性质及重金属钝化效果的影响;利用改性材料的磁分离特性将其从各试验系统中回收,运用先进表征技术明确钝化机制;研究不同施用时间及水平的改性材料对土壤微生物群落结构及部分功能基因表达的影响;开展盆栽试验探讨改性材料对作物重金属吸收及生理生化指标的影响。研究结果为新型材料纳米零价铁改性沸石在重金属复合污染农田土壤中的潜在应用价值提供了重要的理论依据。主要结果如下:（1）纳米零价铁改性沸石对水体Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、As（Ⅲ）吸附的研究。利用简化的液相还原法制备并表征改性材料,通过0.3 g/L的添加比例探究改性材料对水溶液中Cd（Ⅱ）、Pb（Ⅱ）、As（Ⅲ）单一及复合污染物的吸附特性。扫描电镜及傅里叶红外光谱表明,纳米零价铁成功分散在沸石骨架上,而沸石表面变得更粗糙多孔隙;改性材料含有大量Si-OH、Si-O-Fe、Fe-OH、Fe=O等表面基团,为重金属吸附提供活性位点。在溶液p H为6,振荡10 h条件下改性材料达到最佳吸附,等温试验最大吸附容量为48.63 mg Cd（Ⅱ）·g-1、85.37 mg Pb（Ⅱ）·g-1、11.52 mg As（Ⅲ）·g-1,对比沸石吸附容量(22.88 mg Cd（Ⅱ）·g-1、32.23 mg Pb（Ⅱ）·g-1、0 mg As（Ⅲ）·g-1)得到显着提升。污染物对改性材料吸附竞争能力排序为Pb（Ⅱ）>As（Ⅲ）>Cd（Ⅱ）,能在其表面生成多层络合物,且协同与竞争作用共存。（2）纳米零价铁改性沸石对土壤理化性质及重金属有效性的影响。在自然污染的农田土壤（酸性红壤、碱性潮土）中添加0、10、30 g·kg-1沸石与改性材料,通过1-180天的土壤培养试验研究两种复合污染土壤的理化性质、重金属有效性及形态分布变化。结果表明,10-30 g·kg-1沸石对土壤理化性质无显着影响;30 g·kg-1改性材料处理显着提高两种土壤p H,显着降低酸性红壤EC,并在培养初期显着降低两种土壤DOC（P<0.01）。改性材料兼具p H调节和吸附剂的优势,添加后固定土壤DOC并减少其分解,使土壤维持较高p H和较低EC,有利于降低重金属移动性。培养至180天,30 g·kg-1改性材料处理显着降低红壤、潮土中10.2-96.8%的有效态Cd、Pb、As含量（P<0.05）。重金属形态分布结果证明,改性材料使部分土壤Cd、Pb、As从弱酸提取态转化为更稳定的可还原态和残渣态。总的来说,改性材料能在长达180天内同时固定污染土壤中的Cd、Pb、As,但在碱性潮土中的效果及稳定性优于酸性红壤。（3）纳米零价铁改性沸石对Cd、Pb、As的吸附及固定机理研究。采用磁分离将改性材料从复合污染水体、土壤中回收,通过表征技术研究各污染物在材料表面的矿物相及元素价态变化,研究其钝化机制。X射线衍射及X射线光电子能谱的表征结果表明,B型三元络合、多相共沉淀、氧化还原反应在Cd、Pb、As、Fe之间同时发生,如Cd3（As O4）2、Pb Fe2（AsO4）2（OH）2、Pb0等难溶相的生成。首先,污染物通过替代Si-OH/Fe-OH/O-H,吸附富集于改性材料表面的铝硅酸盐和铁氧化-氢氧化物上;其次,由环境p H、标准电极电势决定As（Ⅲ）、As（Ⅴ）、Pb（Ⅱ）的氧化还原反应;最后,改性材料的次生矿化为已固定的重金属提供了催化界面,促使形成更稳定的多相矿物实现污染物封存。（4）纳米零价铁改性沸石对土壤微生物群落结构及功能的影响。通过1、15和180天土壤培养试验,提取土壤DNA和RNA,结合16S r DNA高通量测序、实时荧光定量PCR及生物信息学分析方法,研究两种复合污染土壤中环境因子、改性材料、土着微生物之间的交互效应。整个培养周期内,10-30 g·kg-1改性材料对土壤细菌群落丰度及多样性指数影响不显着（P>0.05）,可排除材料广谱微生物毒性。与空白相比,添加改性材料可引起细菌群落结构短暂的明显变化（1-15天）,其中铁氧化菌、铁敏感菌、嗜酸菌、反硝化菌、重金属耐性菌等优势属的相对丰度变化最大,但最终在培养时间尺度下各处理间差异消失,即土壤本身特有的环境因子才是真正驱动土着细菌群落重建的关键因素。改性材料固定土壤重金属并提供电子源,提高了土壤细菌中编码DNA复制和反硝化作用的功能基因表达,整体提升微生物功能活性。（5）纳米零价铁改性沸石对作物重金属吸收及抗氧化胁迫的影响。选取两种复合污染农田土壤（酸性红壤、碱性潮土）,在0、5、15 g·kg-1沸石与改性材料的添加水平下,种植低、高积累青菜品种进行盆栽试验,探究改性材料对青菜品质及生理功能的影响。5g·kg-1改性材料对土壤理化性质和重金属毒性的改善使青菜生物量显着增加14.7-18.1%（P<0.05）,其中低积累品种重金属含量可满足食品安全标准。添加改性材料可显着提高青菜中Ca,Fe含量（P<0.05）,有利于重金属的吸收抑制及细胞壁固定等过程,与改性材料在亚细胞水平上降低细胞器重金属比例和含量的发现一致,从而促进青菜生理代谢功能。5 g·kg-1改性材料对青菜养分含量的改变可提高其抗氧化物质的活性和含量,以缓解重金属引起的氧化损伤;15 g·kg-1改性材料导致酸性红壤中Fe含量过高,从而加剧青菜抗氧化系统失衡。综合考虑改性材料对青菜的品质、生理功能及人体健康风险的影响,施用5 g·kg-1改性材料并种植低积累品种是本试验中实现污染土壤安全生产的最佳组合,应用成本仅为2336￥·ha-1。本研究制备的纳米零价铁改性沸石克服了沸石和零价铁各自的缺陷,在试验培养周期内能通过多种吸附、固定机制同时稳定钝化污染农田土壤中的Cd、Pb、As,降低其移动性和有效性,且对土壤微生物群落无显着不利影响,提升了微生物功能活性;该材料的适量添加可降低青菜中的重金属含量和毒性胁迫,提升其品质和生理功能,实现安全生产。本研究结果可为纳米零价铁改性沸石对Cd、Pb、As复合污染农田土壤的安全利用提供科学支撑和理论依据,具有较好的潜在应用价值。
张贵宾[9]（2019）在《新型硅铝复合材料对铅镉复合污染土壤的修复研究》文中进行了进一步梳理随着我国近年来的高速发展以及城镇化带来了众多污染,也包括大型工厂和厂房的建立、众多商场设立,以及采矿场、印染厂等排放的废气、废水、废渣,农业方面的污水灌溉等,均会污染我国的大气、水以及土壤资源,为我国人类和动植物的生长发展带来了危害。目前国内外也已有很多的土壤重金属修复方法,包括原位短话修复技术等。本文通过对以SiO2/Al2O3为主的粉煤灰（Fly ash-FA）经过适当的碱改性,设定在不同灰碱比、不同温度下,用NaOH进行改性,得到相应的新型硅铝复合改性粉煤灰中间体材料（Intermediate place-IP）,对其进行初步筛选,并进行了SEM-EDS、比表面积、FTIR、XRD等性能和表面的表征测定,并进行了人工模拟废水Pb2+、Cd2+的动力学吸附探究,包涵pH、初始质量浓度、吸附时间对其吸附性能的影响,通过动力学和等温线模型探究了相关吸附机理;对供试土壤经过人工外源Pb、Cd污染,布置土培实验和龙葵盆栽实验,探讨了改性材料对土壤重金属DTPA有效态的影响,分析了植物龙葵的生物量及地上部的转运,分析了土壤脲酶和碱性磷酸酶活性的变化,为新型硅铝中间体材料的应用提供理论依据,主要结论如下:（1）通过对灰碱比1:2,250℃下焙烧2小时的IP4表征分析,比表面积是FA的18倍;而且粒径的变小,呈介孔材料范围为2.2-60.7μm;改性后,SiO2/Al2O3为1.02,使的吸附性能增强;改性后的IP4中Si-O和Al-O波峰的增强,出现新的官能团和新配位聚合物、电负性的活性基团;在IP4的吸附实验中,当吸附剂投加量0.05 g即1 g/L的固液比下,吸附温度为25℃时,在Pb2+和Cd2+的质量浓度分别为150 mg/L、100 mg/L吸附环境下,均在30 min后基本达到吸附平衡;IP4对Pb2+的吸附速率快于Cd2+,体现出IP4对Pb2+具有更好的亲和力;IP4对两种离子的吸附受溶液pH、重金属离子初始浓度和投加量的影响,在pH=5时,固液比1 g/L时,IP4对Cd2+、Pb2+的去除率分别为74.21%和99.03%;在动力学分析和等温吸附模型下,IP4对Pb2+、Cd2+的吸附机理符合准二级动力学和Freundlich模型,存在有离子交换的化学吸附;（2）土培实验下,添加FA-1.5%和IP4-1.5%后,经过60 d的钝化,均对土壤有效态Pb、Cd有钝化修复的效果,改变了土壤的理化性质,减轻了重金属Pb、Cd对土壤的毒理性,且两种酶活性均有所增加。在IP4-1.5%处理下土壤pH增加较为明显,比对照组CK的pH=7.32增加了0.74个单位;在IP4添加量为1.5%时使得土壤中的Pb、Cd有效态较CK分别下降38.82%和83.68%,且IP4-1.5%处理效果最佳;（3）龙葵盆栽条件下,龙葵配施钝化剂60 d后,土壤中的Pb、Cd有效态较CK相比均降低,而且随着FA和IP4的添加量由0.5%增加到1.5%,有效态降低量也增大,处理效果IP4>FA,当IP4添加量分别为0.5%、1%、1.5%时,60 d后有效态Pb和Cd分别下降了23.92%、25.23%、31.95%和64.97%、72.17%、83.69%;（4）Pb、Cd复合污染土壤,种植对重金属有较好耐性的龙葵,在FA和IP4不同添加量处理下,经过60 d的钝化实验,使得龙葵的生物量增加,当IP4添加量为1.5%时,生物量较对照增加最为显着,地上部对Cd的富集多,地下部对Pb的富集多;经过60 d后,龙葵地上和地下部的生物量干重均增加,且IP4处理下的增加量大于FA;（5）两个实验形式下,脲酶和磷酸酶活性有所恢复,且脲酶活性对土壤重金属的敏感度强于磷酸酶,重金属有效态越低,相应酶活性恢复越明显。综上,可见经过我实验研究分析可的改性的新型硅铝复合材料,对废水中的Pb2+、Cd2+表现出很好的吸附性能;在土壤实验中能有效降低Pb、Cd有效态含量,增加植物生物量,能促进植物离开土壤转运到植株地上部分。因此,通过本文研究的碱改性硅铝复合材料可在土壤重金属修复领域有一定的价值。
谢玉峰[10]（2019）在《重金属Cd的有机-无机复合钝化剂筛选与应用效果的研究》文中指出土壤污染引起的粮食和食品安全问题令人堪忧。而土壤重金属污染相对严重,土壤修复亟待解决。目前,钝化修复已成为农田重金属污染土壤修复的重要方式。该论文将多种秸秆类和牛粪类材料资源化利用,结合多种无机类材料进行了有机-无机复合钝化材料对土壤重金属（Cd）钝化修复效果的系列研究,并研制出具有修复重金属（Cd）污染农田和改良培肥土壤双重功效的土壤重金属（Cd）有机-无机复合钝化剂。通过用单一的石灰、二氧化锰、膨润土、凹凸棒土、钙镁磷肥五种无机钝化材料,牛粪有机肥、牛粪生物炭、秸秆灰、秸秆生物炭、腐殖酸等五种有机类钝化材料以及有机-无机复合施加,进行不同用量水平（4%和8%）的室内钝化培养实验,研究这些材料对土壤Cd生物有效性的影响。结果表明,单一材料处理下,“4%”和“8%”牛粪有机肥、“4%”和“8%”凹凸土、“4%”和“8%”钙镁磷肥,“4%”和“8%”膨润土,组合材料处理下,“4%”凹凸土+“4%”牛粪有机肥、“8%”凹凸土+“8%”牛粪有机肥、“4%”钙镁磷肥+“4%”牛粪有机肥、“8%”钙镁磷肥+“8%”牛粪有机肥、“4%”膨润土+“4%”牛粪有机肥、“8%”膨润土+“8%”牛粪有机肥,对土壤Cd的钝化率均超过50%。选取牛粪有机肥、钙镁磷肥、凹凸棒土、膨润土进行盆栽实验,其中单独施加钙镁磷肥处理下土壤有效态Cd含量降低最为显着（与对照相比）,其中以8%用量钙镁磷肥处理钝化效果最佳,牛粪有机肥+凹凸土、牛粪有机肥+钙镁磷肥、牛粪有机肥+膨润土组合钝化材料处理下,土壤有效态Cd含量随着施加量的增加而逐渐降低,并且所施加不同种类组合钝化处理均显着降低土壤有效态Cd含量,钙镁磷肥+牛粪有机肥组合处理钝化效果最佳,因此可将牛粪有机肥与钙镁磷肥按照最大比例进行配比,确定复合钝化材料。
二、天然沸石的微量元素生物有效性研究（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、天然沸石的微量元素生物有效性研究（论文提纲范文）
（1）滨海河流沉积物的典型重金属质量基准确定及Cd污染原位修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 水体沉积物重金属污染 |
| 1.2.1 沉积物重金属污染概况 |
| 1.2.2 沉积物重金属环境行为 |
| 1.3 沉积物重金属质量基准研究进展 |
| 1.3.1 沉积物质量基准概述 |
| 1.3.2 常用的SQG建立方法 |
| 1.3.3 国内、外重金属SQG研究现状 |
| 1.4 重金属污染沉积物修复 |
| 1.4.1 重金属污染沉积物修复技术 |
| 1.4.2 铁基材料在重金属修复中的应用 |
| 1.4.3 沉积物重金属修复效果评价 |
| 1.5 研究目的与研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 滨海河流沉积物典型重金属环境质量基准的确定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域 |
| 2.2.2 样品采集与预处理 |
| 2.2.3 沉积物指标测定 |
| 2.2.4 质量控制 |
| 2.2.5 重金属SQG计算 |
| 2.2.6 重金属污染评价 |
| 2.2.7 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 沉积物理化性质和重金属分布 |
| 2.3.2 间隙水重金属污染 |
| 2.3.3 重金属SQG的建立 |
| 2.3.4 重金属SQG的应用及可行性 |
| 2.4 结论 |
| 第3章 不同材料负载纳米零价铁前后对Cd污染沉积物固定修复 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要仪器与试剂 |
| 3.2.2 沉积物的样品采集、预处理及理化性质测定 |
| 3.2.3 材料制备 |
| 3.2.4 材料表征 |
| 3.2.5 培育实验 |
| 3.2.6 沉积物理化指标分析 |
| 3.2.7 细菌群落分析 |
| 3.2.8 质量控制 |
| 3.2.9 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 沉积物和固定化材料的表征 |
| 3.3.2 固定化修复后对沉积物性质的影响 |
| 3.3.3 沉积物中Cd稳定性的变化 |
| 3.3.4 沉积物细菌群落变化 |
| 3.4 结论 |
| 第4章 生物炭负载纳米零价铁固定沉积物Cd的效率及细菌响应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要仪器与试剂 |
| 4.2.2 沉积物的样品采集、预处理及理化性质测定 |
| 4.2.3 材料制备 |
| 4.2.4 材料表征 |
| 4.2.5 培育实验 |
| 4.2.6 沉积物理化指标分析 |
| 4.2.7 细菌群落分析 |
| 4.2.8 质量控制 |
| 4.2.9 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 沉积物和固定化材料的表征 |
| 4.3.2 固定化材料对沉积物性质的影响 |
| 4.3.3 上覆水和间隙水的Cd浓度变化 |
| 4.3.4 沉积物中Cd可移动性的变化 |
| 4.3.5 p H对上覆水和间隙水中Cd浓度的影响 |
| 4.3.6 沉积物细菌群落变化 |
| 4.4 结论 |
| 第5章 生物炭负载纳米Fe_2O_3对Cd重污染沉积物的原位覆盖 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 主要仪器与试剂 |
| 5.2.2 沉积物的样品采集、预处理及理化性质测定 |
| 5.2.3 材料制备 |
| 5.2.4 材料表征 |
| 5.2.5 培育实验 |
| 5.2.6 沉积物理化指标分析 |
| 5.2.7 质量控制 |
| 5.2.8 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 沉积物和覆盖材料的表征 |
| 5.3.2 原位覆盖对沉积物性质的影响 |
| 5.3.3 p H对上覆水和间隙水中Cd浓度变化的影响 |
| 5.3.4 水流扰动强度对上覆水和间隙水Cd浓度变化的影响 |
| 5.3.5 覆盖对上覆水—沉积物剖面Cd浓度的影响 |
| 5.3.6 覆盖后BC和nFe_2O_3@BC覆盖层中Cd的稳定性 |
| 5.3.7 覆盖导致上覆水中Fe溶解的风险 |
| 5.4 结论 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 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研究成果 |
（2）沸石—生物炭配施对钨矿区重金属污染土壤修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 重金属污染研究现状 |
| 1.2.1 重金属的来源 |
| 1.2.2 中国土壤重金属分布现状 |
| 1.2.3 金属钨的相关研究 |
| 1.3 土壤重金属修复技术的工程应用 |
| 1.4 国内外沸石与生物炭改良剂的应用研究 |
| 1.4.1 沸石修复重金属土壤 |
| 1.4.2 生物炭修复重金属土壤 |
| 1.4.3 沸石和生物炭与其他改良剂配施的应用研究 |
| 1.5 研究内容和目标 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目标 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 研究区域污染调查与风险评估 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域 |
| 2.1.2 数据收集和处理 |
| 2.1.3 布点与样品采集 |
| 2.1.4 土壤重金属总量分析 |
| 2.1.5 评价方法 |
| 2.1.6 数据分析与质量控制 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 重金属统计分析 |
| 2.2.2 表层土壤重金属分布 |
| 2.2.3 土壤重金属浓度的垂向分布 |
| 2.2.4 土壤重金属污染评价 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 修复材料制备与表征 |
| 3.1 试验材料 |
| 3.2 修复材料制备 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.3.1 pH和阳离子交换量 |
| 3.3.2 比表面积及孔径 |
| 3.3.3 表面形貌 |
| 3.3.4 表面官能团 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 修复材料的基本性质 |
| 3.4.2 修复材料的元素组成 |
| 3.4.3 修复材料表面形貌 |
| 3.4.4 修复材料表面官能团 |
| 第四章 沸石生物炭对污染土壤的修复研究 |
| 4.1 实验材料与设计 |
| 4.1.1 供试土壤及改良剂 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.2 分析方法 |
| 4.2.1 土壤理化性质测定 |
| 4.2.2 土壤重金属总量测定 |
| 4.2.3 土壤中重金属形态测定 |
| 4.2.4 重金属生物有效性测定 |
| 4.2.5 改良剂的修复效果评价 |
| 4.2.6 生物炭表面元素分布 |
| 4.2.7 土壤微生物测定分析方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 改良剂对土壤性质的影响 |
| 4.3.2 土壤重金属的形态变化 |
| 4.3.3 改良剂对重金属稳定效果评价 |
| 4.3.4 重金属在生物炭表面的固定 |
| 4.3.5 改良剂对土壤细菌多样性及群落结构的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 本研究创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 攻读硕士期间参与科研项目 |
| 致谢 |
（3）沸石对知母和益母草累积Cd及其生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 中药中重金属的来源及危害 |
| 1.2.2 土壤Cd的形态及生物有效性 |
| 1.2.3 中药中重金属修复方法 |
| 1.2.4 沸石在Cd污染土壤上的应用 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.4.1 外源Cd老化时间对知母和益母草生长影响的研究 |
| 1.4.2 施加沸石对土壤特征及两种药用植物生长特征的影响 |
| 1.4.3 施加沸石对Cd的形态特征及药用植物累积Cd的影响 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 外源Cd老化时间对知母和益母草生长的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试植物 |
| 2.1.3 试验方案 |
| 2.1.4 样品的测定方法 |
| 2.1.5 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 种植前后老化时间对土壤中有效态Cd含量的影响 |
| 2.2.2 外源Cd老化时间对知母和益母草生长的影响 |
| 2.2.3 土壤有效态Cd含量与植物生长指标的相关性分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 施加沸石对知母和益母草累积Cd及其生长的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土壤和植物 |
| 3.1.2 供试沸石 |
| 3.1.3 试验方案 |
| 3.1.4 样品的测定 |
| 3.1.5 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 沸石添加量对知母和益母草生长的影响 |
| 3.2.2 沸石添加后对Cd污染土壤理化性质的影响 |
| 3.2.3 沸石添加量对植物中累积Cd及土壤中有效态Cd含量的影响 |
| 3.2.4 沸石添加量、土壤理化性质、土壤及植物中Cd含量与植物生长的关系 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的论文 |
| 论文录用通知 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（4）单控和组配施肥模式对设施黄瓜养分利用、品质及土壤性状的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 设施蔬菜生产现状 |
| 1.2.2 施肥对蔬菜生长发育及产量的影响 |
| 1.2.3 施肥对蔬菜品质旳影响 |
| 1.2.4 施肥对菜田土壤生态环境的影响 |
| 1.2.5 黄瓜生长特性及其养分吸收利用规律研究 |
| 1.3 研究内容和方法 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试地点及土壤理化性状 |
| 2.1.2 供试作物 |
| 2.1.3 供试肥料及其养分含量 |
| 2.2 试验处理及方法 |
| 2.2.1 单项调控措施对设施黄瓜生长发育、品质和土壤性状的影响 |
| 2.2.2 组配调控措施对设施黄瓜生长发育、品质和土壤性状的影响 |
| 2.3 测定项目与方法 |
| 2.3.1 土壤样品采集、测定项目及方法 |
| 2.3.2 植物样品采集、测定项目及方法 |
| 2.3.3 计算肥料效率 |
| 2.3.4 计算产量和经济效益 |
| 2.4 数据处理与统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 单项调控措施对设施黄瓜生长发育、品质和土壤性状的影响 |
| 3.1.1 单项调控措施对黄瓜干物质积累的影响 |
| 3.1.2 单项调控措施对黄瓜养分利用的影响 |
| 3.1.3 单项调控措施对黄瓜产量的影响 |
| 3.1.4 单项调控措施对肥料效率的影响 |
| 3.1.5 单项调控措施对黄瓜品质的影响 |
| 3.1.6 单项调控措施对黄瓜经济效益的影响 |
| 3.1.7 单项调控措施对土壤性质的影响 |
| 3.1.8 土壤各种性状与黄瓜产量和品质间的相关性分析 |
| 3.1.9 小结 |
| 3.2 组配调控措施对设施黄瓜生长发育、品质和土壤性状的影响 |
| 3.2.1 组配调控措施对黄瓜干物质积累的影响 |
| 3.2.2 组配调控措施对黄瓜养分利用的影响 |
| 3.2.3 组配调控措施对黄瓜产量的影响 |
| 3.2.4 组配调控措施对肥料效率的影响 |
| 3.2.5 组配调控措施对黄瓜品质的影响 |
| 3.2.6 组配调控措施对黄瓜经济效益的影响 |
| 3.2.7 组配调控措施对土壤性质的影响 |
| 3.2.8 土壤中各种性状指标与黄瓜产量和品质指标间的相关性分析 |
| 3.2.9 小结 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同处理对植株产量、品质、经济效益的影响 |
| 4.2 不同处理对植物养分吸收和利用的影响 |
| 4.3 不同处理对土壤性状和环境效应的影响 |
| 4.4 土壤性状与黄瓜产量和品质间相关性分析 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 在读期间发表的论文 |
| 附件 |
| 致谢 |
（5）石灰性土壤镉污染原位钝化修复材料研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 土壤重金属Cd污染概况 |
| 1.1.1 土壤重金属Cd的污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属Cd污染的来源 |
| 1.1.3 土壤重金属Cd污染的危害 |
| 1.2 重金属Cd在土壤和植物中的迁移转化 |
| 1.2.1 重金属Cd在土壤中的吸附和迁移 |
| 1.2.2 植物对重金属Cd的吸收 |
| 1.2.3 重金属Cd的化学形态及有效性 |
| 1.3 土壤重金属污染的修复技术 |
| 1.3.1 物理修复技术 |
| 1.3.2 生物修复技术 |
| 1.3.3 化学修复技术 |
| 1.4 土壤重金属Cd污染钝化剂类型 |
| 1.4.1 无机型钝化剂 |
| 1.4.2 有机型钝化剂 |
| 1.4.3 有机-无机复合钝化剂 |
| 1.5 钝化剂修复机理 |
| 1.5.1 调节土壤pH值 |
| 1.5.2 沉淀作用 |
| 1.5.3 表面吸附和离子交换吸附 |
| 1.6 北方石灰性农耕土壤Cd污染钝化难点 |
| 1.7 研究的目的与意义 |
| 1.8 研究内容 |
| 1.9 技术路线 |
| 2 实验材料及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验试剂及设备 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验设备与仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 含重金属镉溶液的制备 |
| 2.3.2 各材料等温吸附试验 |
| 2.3.3 钝化土壤pH实验 |
| 2.3.4 改性沸石制备 |
| 2.3.5 优选材料的吸附性能影响实验 |
| 2.3.6 土壤钝化实验 |
| 2.4 分析测定方法 |
| 2.4.1 土壤样品的制备 |
| 2.4.2 土壤理化性质的测定 |
| 2.4.3 空心菜样品的制备及镉全量的测定 |
| 3 钝化材料的筛选研究 |
| 3.1 结果与讨论 |
| 3.1.1 钝化材料对Cd~(2+)吸附效果分析 |
| 3.1.2 钝化材料的等温吸附特征分析 |
| 3.1.3 钝化材料对土壤pH的影响 |
| 3.2 小结 |
| 4 改性沸石的吸附效果研究 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 热改性对沸石吸附效果的影响 |
| 4.1.2 化学改性对沸石吸附效果的影响 |
| 4.1.3 改性沸石的等温吸附特征分析 |
| 4.2 小结 |
| 5 碱改性沸石和腐殖酸的吸附性能研究 |
| 5.1 结果与讨论 |
| 5.1.1 溶液pH的影响 |
| 5.1.2 吸附时间的影响 |
| 5.1.3 吸附动力学研究 |
| 5.2 小结 |
| 6 碱改性沸石和腐殖酸对土壤的钝化研究 |
| 6.1 结果与讨论 |
| 6.1.1 材料对小试土壤钝化效果 |
| 6.1.2 材料对田间土壤钝化效果 |
| 6.1.3 材料对田间空心菜的影响 |
| 6.2 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 :攻读硕士学位期间获得的科研成果 |
（6）X分子筛及其改性材料对水中铅去除和土壤中铅钝化的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 重金属污染来源、危害和现状 |
| 1.1.2 含铅废水处理技术研究现状 |
| 1.1.3 铅污染土壤修复技术研究现状 |
| 1.2 X分子筛去除铅离子研究进展 |
| 1.2.1 沸石分子筛去除重金属国内外研究进展 |
| 1.2.2 X分子筛的合成和去除水中铅离子研究进展 |
| 1.2.3 天然和纳米沸石分子筛原位固化修复铅污染土壤研究现状 |
| 1.2.4 X分子筛基本性质和吸附机理 |
| 1.3 改性沸石分子筛去除重金属研究进展 |
| 1.3.1 无机改性 |
| 1.3.2 有机改性 |
| 1.4 研究意义和内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 1.4.3 研究的主要创新点 |
| 1.4.4 技术路线图 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验化学试剂及仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.1.3 分析仪器 |
| 2.2 材料的制备、表征及吸附性能试验 |
| 2.2.1 材料的制备 |
| 2.2.2 材料的表征 |
| 2.2.3 材料吸附性能试验 |
| 2.3 材料对水中铅吸附影响因素和机理试验 |
| 2.3.1 研究影响因素的试验方法 |
| 2.3.2 研究吸附机理的实验方法和步骤 |
| 2.4 土壤样品采集和实验方法步骤 |
| 2.4.1 土壤样品采集区概况 |
| 2.4.2 土壤样品采集与处理 |
| 2.4.3 土壤样品老化 |
| 2.4.4 不同材料对土壤样品钝化修复培养方法 |
| 2.4.5 土壤田间持水量和风干土含水率测定 |
| 2.4.6 土壤样品铅形态BCR测定方法 |
| 2.4.7 土壤样品铅总量的测定方法 |
| 2.4.8 土壤样品pH测定方法 |
| 第三章 材料及改性材料的制备分析 |
| 3.1 X分子筛的表征 |
| 3.1.1 X射线衍射(XRD) |
| 3.1.2 扫描电镜(SEM) |
| 3.1.3 傅里叶红外(FT-IR) |
| 3.2 有机改性材料制备的影响因素及表征 |
| 3.2.1 回流温度对氨基改性的影响 |
| 3.2.2 搅拌速度对氨基改性的影响 |
| 3.2.3 改性剂用量的影响 |
| 3.2.4 X射线衍射(XRD)表征分析 |
| 3.2.5 傅里叶红外(FT-IR)表征分析 |
| 3.2.6 XM、NH_2-XM、SH-XM吸附铅后的SEM分析 |
| 3.3 无机改性材料制备及表征 |
| 3.3.1 改性剂浓度的影响 |
| 3.3.2 X射线衍射(XRD) |
| 3.3.3 傅里叶红外(FT-IR) |
| 3.4 改性材料吸附量比较 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 材料吸附水中铅离子的影响因素和机理 |
| 4.1 影响因素 |
| 4.1.1 pH对吸附性能的影响 |
| 4.1.2 温度对吸附性能的影响 |
| 4.1.3 固液比对吸附性能的影响 |
| 4.1.4 接触时间对吸附性能的影响 |
| 4.2 吸附机理 |
| 4.2.1 吸附动力学 |
| 4.2.2 吸附等温线分析 |
| 4.2.3 吸附热力学分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 材料对铅污染土壤的钝化修复 |
| 5.1 不同材料对土壤重金属铅形态的影响 |
| 5.1.1 原土和老化培养后土壤重金属铅的形态变化 |
| 5.1.2 修复时间对土壤铅形态分配比例的变化分析 |
| 5.1.3 材料和用量对土壤钝化修复效果的对比分析 |
| 5.1.4 材料投加量与土壤铅形态的相关性分析 |
| 5.2 不同材料对土壤pH的影响 |
| 5.2.1 修复时间对污染土壤pH的变化分析 |
| 5.2.2 材料种类及用量对土壤pH的影响 |
| 5.2.3 不同材料投加量与土壤pH的相关性分析 |
| 5.3 土壤pH与土壤酸提取态铅的比例的相关性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（7）钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属形态在矿区土壤修复过程中的研究 |
| 1.1.1 土壤环境中重金属污染 |
| 1.1.2 重金属元素形态及其分析方法 |
| 1.1.3 重金属形态研究的主要领域 |
| 1.1.4 重金属形态在矿区土壤修复研究中的展望 |
| 1.2 重金属元素在土壤中运移转化机理及其影响因素 |
| 1.2.1 土壤中重金属元素的运移特点 |
| 1.2.2 重金属污染物的运移过程及机理 |
| 1.2.3 重金属污染物在土壤中运移过程主要的影响因素 |
| 1.3 土壤中重金属元素的形态变化规律及其影响因素 |
| 1.3.1 土壤重金属元素形态转化 |
| 1.3.2 土壤中重金属形态转化的影响因素 |
| 1.4 钼矿区伴生元素Pb、Cd在土壤-植物系统中的形态变化及转运机制 |
| 1.5 重金属矿区污染土壤的修复技术 |
| 1.5.1 矿区重金属污染物理及工程措施 |
| 1.5.2 矿区重金属污染生物吸附固定措施 |
| 1.5.3 矿区重金属污染化学淋洗及原位固定措施 |
| 1.6 研究目的与内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 钼矿区土壤与植物重金属污染现状 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品加工及处理 |
| 2.2.3 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤中重金属总量 |
| 2.3.2 土壤中重金属形态分布特征 |
| 2.3.3 植物中重金属含量 |
| 2.3.4 植物重金属污染评价 |
| 2.3.5 土壤重金属污染评价 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 钼矿周边土壤中重金属元素总量及形态变化规律 |
| 2.4.2 重金属在钼矿区不同类型植物中含量差异 |
| 2.4.3 钼矿尾矿区农作物污染状况分析 |
| 2.4.4 矿区土壤污染情况评价 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 钼矿区周边土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 数据分析与统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤pH值的变化特征 |
| 3.3.2 土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.3 植物中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.4 土壤与植物中重金属含量的相关性分析 |
| 3.3.5 重金属在土壤-植物系统中的转运及富集 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 钼矿区土壤中各重金属元素形态随距离矿区的变化特征 |
| 3.4.2 钼矿周边植物中各重金属元素形态随距离矿区的变化 |
| 3.4.3 钼矿周边艾草中各重金属元素含量与土壤中各形态的变化 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 影响钼矿区土壤中 Pb、Cd 迁移转化的因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料及分析方法 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.2.3 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤样品的理化理化性质监测 |
| 4.3.2 矿区土壤中铅和镉各形态与土壤中不同因子的相关性 |
| 4.3.3 不同影响因素对铅和镉形态变化的影响 |
| 4.3.4 影响钼矿区重金属铅和镉形态的关键土壤因子 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 矿区土壤中各影响因子与铅和镉各形态变化之间的关系 |
| 4.4.2 外源影响因子作用下铅和镉形态变化特征 |
| 4.4.3 各因子在影响矿区土壤重金属铅和镉形态变化的差异 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 钼元素对油菜吸收Pb、Cd的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜生理参数及生物量的影响 |
| 5.3.2 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜中钾、钠、钙和镁含量的影响 |
| 5.3.3 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜Pb、Cd含量的影响 |
| 5.3.4 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜对Pb、Cd的耐性系数及富集转运能力的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 Mo作用下Pb、Cd对油菜生理及生物量参数的作用 |
| 5.4.2 Mo作用下Pb、Cd对油菜吸收钾、钠、钙、镁离子的作用 |
| 5.4.3 Mo作用下油菜对Pb、Cd吸收、富集和转运 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 试验方案 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.2.4 数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附特征 |
| 6.3.2 非金属矿物材料对Pb、Cd形态的影响 |
| 6.3.3 非金属矿物材料对Pb、Cd生物有效性的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附作用 |
| 6.4.2 非金属矿物材料作用下土壤中Pb、Cd形态变化 |
| 6.4.3 非金属矿物材料作用下Pb、Cd生物有效性的变化 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 全文总结与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.1.1 钼矿区重金属污染特征 |
| 7.1.2 钼矿区重金属形态变化特征 |
| 7.1.3 钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素 |
| 7.1.4 钼元素对油菜吸收铅、镉元素的影响 |
| 7.1.5 钼矿区土壤中铅、镉元素固定方法探析 |
| 7.2 本研究主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）纳米零价铁改性沸石对土壤镉铅砷复合污染的钝化效果及相关机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 土壤Cd、Pb、As污染现状 |
| 1.1.1 土壤Cd、Pb、As污染分布 |
| 1.1.2 土壤Cd、Pb、As污染来源 |
| 1.2 土壤Cd、Pb、As污染危害 |
| 1.2.1 Cd、Pb、As对人体健康的危害 |
| 1.2.2 Cd、Pb、As对农作物的危害 |
| 1.2.3 Cd、Pb、As对土壤微生物的影响 |
| 1.3 影响土壤Cd、Pb、As形态及生物有效性的主要因素 |
| 1.3.1 土壤pH |
| 1.3.2 土壤电导率与氧化还原电位 |
| 1.3.3 土壤有机质与可溶性有机碳 |
| 1.3.4 土壤微生物 |
| 1.3.5 重金属Cd、Pb、As共存的交互效应 |
| 1.4 土壤Cd、Pb、As污染化学钝化技术 |
| 1.4.1 生物质炭 |
| 1.4.2 磷基材料 |
| 1.4.3 铁锰氧化物 |
| 1.4.4 有机物料 |
| 1.4.5 粘土矿物 |
| 1.5 天然沸石及纳米零价铁在土壤重金属修复中的作用 |
| 1.5.1 天然沸石及纳米零价铁的基本性质 |
| 1.5.2 天然沸石及纳米零价铁对土壤理化性质的影响 |
| 1.5.3 天然沸石及纳米零价铁对土壤Cd、Pb、As化学行为的影响 |
| 1.5.4 天然沸石及纳米零价铁对作物Cd、Pb、As积累及生长的影响 |
| 1.5.5 天然沸石及纳米零价铁对土壤微生物的影响 |
| 1.6 存在的问题 |
| 1.7 论文研究目标和技术路线 |
| 1.7.1 论文研究目标 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 纳米零价铁改性沸石对水溶液中Cd~(2+)、Pb~(2+)、AsO_2~-的吸附研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 化学试剂 |
| 2.2.2 材料制备与筛选 |
| 2.2.3 材料表征 |
| 2.2.4 动力学吸附试验 |
| 2.2.5 pH梯度吸附试验 |
| 2.2.6 等温吸附试验 |
| 2.2.7 土水界面振荡试验 |
| 2.2.8 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同配比纳米零价铁改性沸石吸附效果验证 |
| 2.3.2 天然沸石、纳米零价铁及纳米零价铁改性沸石基本性质表征 |
| 2.3.3 Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、As(Ⅲ)吸附动力学研究 |
| 2.3.4 XRD、XPS对吸附机理的探讨 |
| 2.3.5 溶液pH对吸附效果的影响 |
| 2.3.6 Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、As(Ⅲ)单一与复合污染下等温吸附差异研究 |
| 2.3.7 纳米零价铁改性沸石对土水界面中重金属吸附效果研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 纳米零价铁改性沸石对复合污染土壤Cd、Pb、As的钝化机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤 |
| 3.2.2 纳米零价铁改性沸石制备及表征 |
| 3.2.3 土壤培养试验 |
| 3.2.4 土壤理化性质及重金属指标测定 |
| 3.2.5 材料分离表征 |
| 3.2.6 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 纳米零价铁改性沸石基本性质研究 |
| 3.3.2 纳米零价铁改性沸石对土壤理化性质的动态影响 |
| 3.3.3 纳米零价铁改性沸石对土壤Cd、Pb、As、Fe有效性及形态分布的动态影响 |
| 3.3.4 基于XRD对不同类型土壤中重金属钝化机制的探讨 |
| 3.3.5 基于XPS对不同类型土壤中重金属钝化机制的探讨 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 纳米零价铁改性沸石对重金属复合污染土壤微生物群落的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤 |
| 4.2.2 土壤DNA提取与高通量测序 |
| 4.2.3 土壤RNA提取与功能基因测定 |
| 4.2.4 数据处理与生物信息学统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 纳米零价铁改性沸石对土壤微生物Alpha多样性的影响 |
| 4.3.2 纳米零价铁改性沸石对土壤微生物群落相对丰度的影响 |
| 4.3.3 纳米零价铁改性沸石对土壤微生物Beta多样性的影响 |
| 4.3.4 土壤微生物-环境因子相关性及冗余分析 |
| 4.3.5 纳米零价铁改性沸石对土壤微生物功能基因表达的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 纳米零价铁改性沸石对作物重金属吸收及抗氧化胁迫的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤及材料制备 |
| 5.2.2 盆栽试验 |
| 5.2.3 土壤理化性质、重金属含量及速效养分的测定 |
| 5.2.4 青菜重金属含量及养分测定 |
| 5.2.5 青菜Cd、Pb、As亚细胞分布测定 |
| 5.2.6 青菜氧化胁迫相关指标测定 |
| 5.2.7 土壤-作物-人体健康风险及统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 纳米零价铁改性沸石对土壤理化性质、重金属及养分有效性的影响 |
| 5.3.2 纳米零价铁改性沸石对作物生物量、重金属转运及养分吸收的影响 |
| 5.3.3 纳米零价铁改性沸石对土壤-作物重金属迁移及其亚细胞分布的影响 |
| 5.3.4 纳米零价铁改性沸石对作物氧化胁迫水平和抗氧化系统的影响 |
| 5.3.5 纳米零价铁改性沸石对作物品质及人体健康风险的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 研究结论、创新点及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 纳米零价铁改性沸石对Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)、As(Ⅲ)的吸附容量及特性 |
| 6.1.2 纳米零价铁改性沸石对不同Cd、Pb、As复合污染土壤的影响 |
| 6.1.3 纳米零价铁改性沸石对Cd、Pb、As吸附及固定机制 |
| 6.1.4 纳米零价铁改性沸石对复合污染土壤中微生物群落结构及功能的影响 |
| 6.1.5 纳米零价铁改性沸石对作物品质及生理功能的影响 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及主要学术成果和获得荣誉 |
（9）新型硅铝复合材料对铅镉复合污染土壤的修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 重金属污染土壤的危害 |
| 1.2 国内外研究概况 |
| 1.2.1 物理修复 |
| 1.2.2 化学修复 |
| 1.2.3 微生物修复 |
| 1.2.4 植物修复—超累积植物修复研究 |
| 1.3 原位钝化修复技术的研究 |
| 1.3.1 原位钝化修复技术 |
| 1.3.2 常用钝化材料 |
| 1.4 粉煤灰的概述 |
| 1.4.1 粉煤灰在废水处理中的应用 |
| 1.4.2 粉煤灰修复重金属污染土壤 |
| 1.5 粉煤灰改性的现状 |
| 1.6 研究的目的意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究的目的意义 |
| 1.6.2 研究的内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 新型硅铝复合材料的制备筛选及表征分析 |
| 2.1 粉煤灰的基本性质 |
| 2.2 新型硅铝复合材料的制备 |
| 2.2.1 材料试剂 |
| 2.2.2 仪器设备 |
| 2.3 吸附材料初级筛选 |
| 2.3.1 不同灰碱比新型硅铝复合材料对Pb~(2+)、Cd~(2+)的吸附 |
| 2.3.2 不同温度对新型硅铝复合材料Pb~(2+)、Cd~(2+)的吸附 |
| 2.4 新型硅铝复合材料的表征分析 |
| 2.5 数据处理 |
| 2.6 结果与分析 |
| 2.6.1 初级筛选结果与讨论 |
| 2.6.2 新型硅铝复合材料的表征分析 |
| 2.7 小结 |
| 第三章 新型硅铝复合材料对Pb~(2+)、Cd~(2+)的吸附研究 |
| 3.1 试剂与仪器 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 吸附实验方法 |
| 3.2.3 数据处理及方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 pH对 Pb~(2+)、Cd~(2+)吸附性能的影响 |
| 3.3.2 初始浓度对Pb~(2+)、Cd~(2+)吸附性能的影响 |
| 3.3.3 接触时间对Pb~(2+)、Cd~(2+)吸附性能的影响 |
| 3.3.4 吸附动力学分析 |
| 3.3.5 吸附等温线测定 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 新型硅铝复合材料对Pb、Cd污染土壤的钝化修复及生物有效性的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 测定项目、方法 |
| 4.2.1 土壤样品测定项目 |
| 4.2.2 植物样品的测定 |
| 4.2.3 数据处理分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1土壤培养实验 |
| 4.3.2龙葵盆栽实验 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（10）重金属Cd的有机-无机复合钝化剂筛选与应用效果的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1 前言 |
| 2 重金属在土壤中的动态变化 |
| 2.1 吸附/解吸过程 |
| 2.2 沉淀/溶解 |
| 2.3 氧化/还原 |
| 2.4 甲基化/去甲基化 |
| 3 国内外对重金属污染状况以及修复手段 |
| 4 有机无机钝化修复技术的运用现状 |
| 4.1 无机钝化剂的应用 |
| 4.2 有机钝化剂 |
| 4.3 有机-无机复合型钝化剂的应用 |
| 5 钝化效果评价 |
| 5.1 化学评价法 |
| 5.2 生物评价法 |
| 5.3 土壤和农产品综合质量指数法 |
| 6 研究内容以及技术路线、创新点 |
| 6.1 研究内容 |
| 6.2 技术路线 |
| 6.3 创新点 |
| 第二章 钝化剂的筛选 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 测定指标以及方法 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 不同钝化材料及其组合对土壤pH的影响 |
| 2.2.1 无机类钝化剂对土壤pH值的影响 |
| 2.2.2 有机类钝化剂对土壤pH值的影响 |
| 2.2.3 石灰+有机类钝化剂组合对土壤pH值的影响 |
| 2.2.4 二氧化锰+有机类钝化剂组合对土壤pH值的影响 |
| 2.2.5 膨润土+有机类钝化剂组合对土壤pH值的影响 |
| 2.2.6 凹凸棒土+有机类钝化剂组合对土壤pH值的影响 |
| 2.2.7 钙镁磷肥+有机类钝化剂组合对土壤pH值的影响 |
| 2.3 不同钝化材料及其组合对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 2.3.1 无机类钝化剂对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 2.3.2 有机类钝化剂对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 2.3.3 石灰+有机类钝化剂组合对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 2.3.4 二氧化锰+有机类钝化剂组合对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 2.3.5 膨润土+有机类钝化剂组合对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 2.3.6 凹凸棒土+有机类钝化剂组合对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 2.3.7 钙镁磷肥+有机类钝化剂组合对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 结论 |
| 第三章 钝化剂的应用效果 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 测定指标以及方法 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 不同钝化处理对土壤pH值的影响 |
| 3.2.2 不同钝化处理对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 3.2.3 不同钝化处理对青菜叶绿素的影响 |
| 3.2.4 不同钝化处理对青菜吸收Cd含量的影响 |
| 3.2.5 不同钝化处理对青菜鲜重、干重的影响 |
| 3.2.6 不同钝化处理对植物的富集特性以及Cd富集量的影响 |
| 3.2.7 相关性分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、天然沸石的微量元素生物有效性研究（论文参考文献）
- [1]滨海河流沉积物的典型重金属质量基准确定及Cd污染原位修复研究[D]. 刘群群. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [2]沸石—生物炭配施对钨矿区重金属污染土壤修复研究[D]. 郑小俊. 江西理工大学, 2021(01)
- [3]沸石对知母和益母草累积Cd及其生长的影响[D]. 李栋. 河北农业大学, 2020(01)
- [4]单控和组配施肥模式对设施黄瓜养分利用、品质及土壤性状的影响[D]. 王亚玲. 河北农业大学, 2020
- [5]石灰性土壤镉污染原位钝化修复材料研究[D]. 王宏鹏. 中国地质大学(北京), 2020(09)
- [6]X分子筛及其改性材料对水中铅去除和土壤中铅钝化的研究[D]. 许建捷. 太原理工大学, 2020(07)
- [7]钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例[D]. 韩张雄. 西北农林科技大学, 2020
- [8]纳米零价铁改性沸石对土壤镉铅砷复合污染的钝化效果及相关机制研究[D]. 李章涛. 浙江大学, 2020
- [9]新型硅铝复合材料对铅镉复合污染土壤的修复研究[D]. 张贵宾. 西北农林科技大学, 2019(08)
- [10]重金属Cd的有机-无机复合钝化剂筛选与应用效果的研究[D]. 谢玉峰. 温州大学, 2019(01)