一、有机农业也可能造成污染（论文文献综述）
南平市人民政府办公室[1]（2021）在《南平市人民政府办公室关于印发南平市生态环境准入清单的通知》文中认为南政办[2021]33号各县（市、区）人民政府,武夷新区管委会,市直有关单位:《南平市生态环境准入清单》已经市政府同意,现印发给你们,请抓好贯彻落实。
广州市人民政府[2]（2021）在《广州市人民政府关于印发广州市“三线一单”生态环境分区管控方案的通知》文中指出广州市人民政府文件穗府规[2021]4号各区人民政府,市政府各部门、各直属机构:现将《广州市"三线一单"生态环境分区管控方案》印发给你们,请认真贯彻执行。执行过程中遇到的问题,请径向市生态环境局反映。2021年6月25日广州市"三线一单"生态环境分区管控方案为贯彻中共中央、国务院关于全面加强生态环境保护坚决打好污染防治攻坚战的决策部署,加快推进广州市"生态保护红线、环境质量底线、资源利用上线和生态环境准入清单"（以下简称"三线一单"）落地,实施生态环境分区管控,
王希欢[3]（2021）在《乌梁素海流域氮污染来源的时空特征解析研究》文中研究指明随着我国城镇化快速推进,大量氮释放到湖泊生态系统,过量的氮输入已对我国流域水环境健康构成了潜在威胁。针对北方典型农业退水型湖泊氮污染问题,以黄河中游大型灌区所在的乌梁素海流域为研究对象,揭示流域地表水及污染源总氮、氨氮和硝酸盐特征信息,使用氮氧双同位素技术和同位素质量守恒模型定量解析了排干和湖区水体氮污染来源的时间分布特征,通过构建乌梁素海流域SWAT模型估算各流域分区总氮负荷,阐明流域氮负荷的空间分布特征,识别流域氮负荷主要贡献区,以期为区域水环境氮污染控制提供理论依据。（1）通过分析乌梁素海流域企业排口、排干和湖区水体TN、NH3-N和NO3-浓度时空分布特征发现,企业排口秋季TN和NO3-浓度显着高于春夏两季,五排干和七排干TN输入高于其他排干。湖区TN、NH3-N和NO3-浓度季节差异显着,最大浓度出现在冬季,分别高达1.52 mg/L、0.94 mg/L和1.16 mg/L,湖水TN超过地表水环境质量Ⅳ类标准。（2）应用氮氧双同位素和IsoSource模型解析污染来源,排干硝酸盐主要源于粪肥和污废水,贡献率为36.6%～39.5%,且春季贡献率较高,其中,位于城镇地区的五排干和七排干的粪肥和污废水源贡献率最高,达到38.8%～50.4%;承接农业退水的六排干和八排干源于化肥和土壤有机氮的农业贡献率较高,达37.5%～53.6%。湖水硝酸盐主要贡献来自粪肥和污废水,占比为28.05%～39.43%,春季和夏季污废水贡献率较高,而秋季农业源贡献率较大,与流域季节性生产特征一致。（3）依据模型适用性评价,建立了适用性良好的流域氮污染SWAT模型（率定期和验证期R2大于0.80,NSE大于0.78,PBIAS小于2%）,结合氮氧同位素污染示踪结果得出,河套平原城镇地区为氮负荷主要贡献区,负荷量为6.9～9.5kg/ha,其中承接城镇污水的五排干和七排干所处区域总氮负荷流失量较大。
开晓莉[4]（2021）在《清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究》文中指出重金属和有机氯农药（Organochlorine Pesticides,OCPs）作为两种典型的持久性有毒污染物,可在河流水环境物理、化学及生物作用下,在上覆水-间隙水-沉积物之间迁移转化,对水环境造成持久性影响,探明其在水体和沉积物中的环境行为、作用机制及健康风险具有重要意义。本研究以清水河水体和沉积物中的重金属和OCPs为研究对象,利用多元统计分析、同位素定年及数学模型等方法,对重金属和OCPs在水体和沉积物中的赋存规律、历史沉降记录、主要来源、潜在生态风险、人类健康风险、环境地球化学行为、控制因素、作用机制及吸附模型进行了系统研究,主要取得如下成果:（1）系统地对重金属和OCPs在沉积物中的赋存规律、来源、归宿及生态风险研究发现:清水河沉积物中重金属的富集倍数、地积累指数及潜在生态风险随着沉积深度的增加而在不断的降低,重金属中Cd和Hg的生态风险较大,Cr和Hg在某些断面存在负面生物毒性效应频繁发生的可能。重金属污染主要来自于人为活动产生的Cd和Hg的复合型污染。沉积物中共检出19种OCPs,检出含量范围为nd～36.527ng·g-1,检出率为79.05%,OCPs污染以DDTs和Endosulfan为主。整个河流OCPs含量总体上随着沉积深度的增加呈现增加的趋势,在15～20cm沉积范围内污染峰明显。OCPs中Endosulfan具有一定的潜在生态风险,尤其在5～10cm沉积范围内可能对生物造成潜在的危害。4类典型的OCPs（HCHs、DDTs、Endosulfan及Chlordane）污染主要来自于历史上的残留,但近些年局部地区环境中有少量林丹、三氯杀螨醇、硫丹及氯丹类化合物的输入。（2）利用210Pb同位素定年法进行重金属和OCPs的沉降记录研究,揭示了重金属和OCPs从1977～2017年期间的沉降记录,其中重金属污染与经济发展相关,OCPs与使用量相关。在1977～2017年期间,随着时间的推移沉积物重金属污染程度在不断的加剧,而OCPs污染程度基本上在不断减弱,重金属和OCPs分别在1993～2001年、1985～1993年期间污染明显。（3）研究揭示了沉积物中OCPs、重金属、理化参数及营养元素之间的赋存关系和作用机制,优选建立了重金属、OCPs吸附量与控制因素之间的函数模型。研究发现Cd与Hg、As与Pb具有相似的来源和分布规律,而Cr的富集有着较独立的形成因素,表层沉积物中TOC、盐度分别对Cd和Pb的积累和迁移有一定的影响,Cd与TOC具有亲源性,Pb释放量的增幅随盐度梯度增加呈逐渐递增趋势,且在高盐度环境下表层沉积物对DDTs拥有更大的吸附效率,而γ-HCH和HCHs的含量随着pH的增加而降低,TN和TP分别对EndosulfanⅡ和DDT在沉积物中的富集有一定的影响。重金属Cr和Pb对Endosulfan,Cd对p,p’-DDT,As对Heptachlor epoxide和DDE,以及Pb对p,p’-DDE和DDE在沉积物中的积累和富集均有一定的影响。（4）采用抽样问卷调查和实际测量的方法对清水河流域周边1600余名居民的基础、饮水及皮肤暴露参数进行研究发现:人群饮水摄入率、涉水行为频率及持续时间均受城乡、性别、年龄、季节等因素的影响而存在明显的差异,皮肤比表面积也受年龄、城乡、性别等因素的影响。（5）通过对水体重金属和OCPs通过不同暴露途径对不同人群所致潜在健康风险进行研究发现:重金属和OCPs对不同人群所致健康总风险水平在1.575×10-5～1.640×10-4a-1之间,且枯水期>春汛期>夏汛期,饮水途径>皮肤接触途径,男性>女性,人群年龄越小,所受健康风险越大,女性所受皮肤暴露健康风险相对较高,尤其是18～40岁城市女性。手部是人体通过皮肤接触途径所受健康风险最高的一个部位,且成年女性明显高于其他群体。水环境中致癌重金属为重点控制的健康风险因子,尤其是As,且枯水期为重点关注时期。以上研究成果为控制清水河重金属和OCPs污染并进行有效的风险管理提供科学依据,对治理和改善流域水环境有着重要的指导意义。
姜朵朵[5]（2021）在《典型农药在我国三种粮食产地残留特征及膳食风险评估》文中进行了进一步梳理小麦、玉米和水稻是我国重要的3种粮食作物,农药是保证粮食产量的有效农业投入品,但其在农产品和环境中的残留问题一直备受关注。因此,开展粮食及产地环境中农药残留状况的研究具有重要的现实意义。我国粮食种植区跨度大且分散,而以往的研究主要在小范围开展,具有一定的局限性。本研究选取了我国3个小麦主产区、3个玉米主产区和4个水稻主产区,分别探究多种典型农药在不同粮食产区土壤及农产品中的残留特征,并对其进行膳食风险评估。主要结果如下:3种粮食产区土壤及农产品中存在多种农药残留现象。试验采集的土壤样品中至少可检出16种目标药剂,农产品样品中至少可检出2种目标药剂。较高的残留浓度值主要集中在几个农药品种上。在小麦产区土壤中,氯氟氰菊酯、吡虫啉和氯氰菊酯的平均残留浓度最高,分别为44.12μg/kg、27.08μg/kg和23.31μg/kg;在玉米产区土壤中,莠去津和烟嘧磺隆的平均残留浓度最高,分别为226.07μg/kg和138.25μg/kg;在水稻产区土壤中,氯虫苯甲酰胺和硝磺草酮的平均残留浓度最高,分别为73.80μg/kg和72.70μg/kg。不同类型农药在粮食产区土壤样品中的残留水平具有差异性。总的来说,在小麦产区土壤中杀虫剂残留水平相对较高,而在玉米产区土壤中除草剂残留水平相对较高,在水稻产区土壤中杀虫剂和除草剂残留水平相对较高。在小麦产区土壤样品中,26种农药的总残留浓度在6.57-1633μg/kg之间,平均浓度为195.74μg/kg;在玉米产区土壤样品中,24种农药的总残留浓度在187.63-3163μg/kg之间,平均浓度为879.35μg/kg;在水稻产区土壤样品中,26种农药的总残留浓度在118.30-1205μg/kg之间,平均浓度为537.60μg/kg。另外,农药在粮食作物农田土壤中的残留水平往往表现出区域差异性和时间差异性。在小麦产区,山东省土壤样品中农药的总残留水平最高,内蒙古自治区最低;在玉米产区,土壤样品中农药的总残留水平基本表现为:黄淮海夏玉米区>北方春玉米区>南方夏玉米区;在水稻产区,土壤样品中农药的总残留水平基本表现为:东北稻区>华南稻区>黄淮海稻区>长江中下游稻区。为准确评估农药应用风险,本研究关注了手性农药对映体残留差异性。对于手性农药戊唑醇和腈菌唑,其对映体在农田土壤中的残留水平具有差异性,土壤样品中ERS-戊唑醇/R-戊唑醇和ER（+）-腈菌唑/（-）-腈菌唑分别在0.57-1.49和0.49-1.65之间,小麦籽粒中ERS-戊唑醇/R-戊唑醇在0.54-0.73之间。本研究还关注了对后茬作物生长有影响的农药,发现长残效除草剂莠去津可在后茬小麦田所有土壤样品中检出,检出浓度在0.03-296.49μg/kg之间,主要集中在≥LOQ-50μg/kg范围内（88%）,有15个样品中莠去津的残留量高于100μg/kg,可能对后茬小麦的正常生长具有一定的风险。此外,研究还发现,腈菌唑虽然未在我国水稻上进行登记,但其在土壤及糙米杀菌剂污染中的相对贡献率均最高,推测可能是因为腈菌唑在稻田中的违规使用所造成。研究发现,农药在进入环境后往往会发生代谢过程。在3种粮食产区土壤样品中,吡虫啉、啶虫脒和噻虫嗪的5种代谢物的检出率均为100%,其在土壤样品中的总残留水平是3个母体总和的2.4倍（均值）。建议加强对产地环境中农药代谢物的监测。经分析,小麦籽粒、玉米籽粒和糙米3种农产品中目标农药的残留水平较低,低于最大残留限量值（MRLs）。小麦籽粒中26种药剂的总浓度在2.81-95.27μg/kg之间,杀虫剂氯氟氰菊酯的检出浓度最高,平均浓度为8.68μg/kg;玉米籽粒中24种药剂的总残留浓度在3.27-15.20μg/kg之间,杀虫剂甲氨基阿维菌素苯甲酸盐的检出浓度最高,平均浓度为2.06μg/kg;糙米中26种药剂的总浓度在1.81-26.74μg/kg之间,杀虫剂氯虫苯甲酰胺的检出浓度最高,平均浓度为4.94μg/kg。3种农产品中农药的%ARf D值和%ADI分别在1.23×10-6%-5.32×10-1%和5.28×10-6%-9.54×10-2%之间,均远远低于100%,急性和慢性膳食摄入风险较低。
赵萌[6]（2021）在《硫对水稻根区微界面有效态镉的影响及机制》文中研究表明镉（Cadmium）的有效形态决定着Cd的活性、迁移转化以及环境风险。如何有效评估农田土壤重金属污染,调控生物有效性,保障农产品安全已成为环境风险管控的热点与难点问题,尤其是Cd在水稻土壤中的环境行为。硫（Sulfur）是植物的必需营养元素之一,我国部分水稻土存在缺硫的现象,硫的农艺措施逐渐受到重视。硫会影响土壤的理化性质、微生物、酶活性,以及氧化还原反应过程,从而影响重金属的形态转化。目前,硫对Cd生物有效性的研究主要集中在植物体中的迁移转化、累积,在根际土壤微界面的环境行为转化方面还鲜有报道。因此,研究硫在水稻根区微界面Cd的环境行为,从而指导农业生产以及准确评估硫对Cd的生态风险管控、土壤质量安全具有重要的理论依据和科学价值。本研究以湖南缺硫Cd中度污染的稻田土壤为研究对象,采用梯度扩散薄膜技术（Diffusive gradient in thin-films,DGT）原位表征水-硫耦合条件下水稻根区微界面Cd的有效形态以及Fe（Ⅱ）、S（Ⅱ）的协同变化,并结合厌氧土培实验、盆栽实验、根箱实验,研究淹水条件下,三种形态硫(单质硫:S0,硫酸钠:Na2SO4,巯基有机粘土（Mercapto palygorskite—MP）的施用对Cd在水稻根区微界面的环境化学行为及其影响因素,并探讨其可能的机制。本文主要研究结论如下:（1）通过厌氧土培实验探明溶解性有机碳（Dissolved organic carbo—DOC）、S（-Ⅱ）、Fe（Ⅱ）是影响硫降低土壤有效态Cd浓度的重要因子。随着培养时间的延长,有效态Cd呈快速降低后趋于平稳的变化,Fe（Ⅱ）、S（-Ⅱ）呈快速增加后趋于平稳的变化趋势。硫的施用降低了土壤Eh和溶解性氧（Dissolvedoxygen—DO）,促进DOC的增加,DOC驱动硫酸盐和铁的还原,导致S（-Ⅱ）、Fe（Ⅱ）含量增加。逐步回归和通径分析结果表明,DOC、S（-Ⅱ）、Fe（Ⅱ）是影响有效态Cd的重要因子。（2）通过盆栽实验和根箱实验,探究了硫对水稻生育期（分蘖期、抽穗期、成熟期）根际土壤微界面有效态Cd的影响,进一步明确了S（Ⅱ）、Fe（Ⅱ）对有效态Cd的直接贡献作用,DOC对有效态Cd的间接作用。在生育期的动态变化过程中,根际土壤有效态Cd的浓度呈先增加后降低的变化趋势,抽穗期土壤有效态Cd活性最强。硫的施用改变了根际土壤的环境,降低了根际土壤 pH,提高 Eh、DO,增加 DOC（17%～46%）、S（-Ⅱ）（增加 1～3.5 倍）、Fe（Ⅱ）（增加 1～4 倍）的含量,促进次生铁氧化物的形成来降低根际土壤有效态Cd（降低19%～83%）的含量。在分蘖期和成熟期Fe（Ⅱ）对根际土壤Cd的直接贡献作用最大;抽穗期,S（-Ⅱ）对根际土壤Cd的直接贡献作用最大。MP处理组主要通过促进S（-Ⅱ）、Fe（Ⅱ）、DOC的增加降低Cd（降低62%～83%）的活性;Na2SO4、S0处理组主要通过影响S（-Ⅱ）、Fe（Ⅱ）含量来降低Cd（降低19%～48%）的活性。水-硫耦合通过调控土壤有效态Cd向铁锰氧化态Cd（增加10%～45%）的转变来降低Cd的有效态。水-硫耦合降低了 Cd从土壤固相到液相的再补给能力。（3）通过酶活性和微生物的研究,进一步探究了硫通过促进酶活性和细菌功能群落驱动Fe、S、C的氧化还原反应,促进DOC、S（-Ⅱ）、Fe（Ⅱ）的增加,从而降低Cd活性的机制。硫的施用促进了根际土壤中脲酶（UA）、过氧化氢酶（CAT）、脱氢酶（DHA）的活性。酶活性与有效态Cd存在显着的负相关关系。硫的应用降低了根际土壤微生物的多样性,改变了群落组成和群落功能,促进根际土壤细菌中发酵菌-Fermentation（Lysobacter、Gemmatimonadaceae）、化学异化还原菌-Chemheterotroph（Geobacter、SBR1031）的增加。酶活性和功能细菌调控C、Fe、S的氧化还原反应来降低有效态Cd的机制主要包括:（1）增加土壤DOC作为土壤氧化还原反应的电子供体;（2）增强Fe的异化还原作用,促进FeCO3、FeS、FeS2的形成,与Cd共沉淀:（3）驱动Fe（Ⅱ）的氧化,将Cd吸附在铁氧化物表面:（4）加速S的还原,增加CdS沉淀的形成。（4）采用化学分析法结合ESEM-EDX等原位表征技术,明确了硫也可通过提高根际DO的含量,促进铁膜的形成来降低Cd的生物有效性。铁膜中的Cd与植物组织中的Cd呈负相关。不同形态的硫对铁膜的形成存在差异,是由于根际泌氧差异引起的。硫的施用会促进水稻的生长、发育,提高水稻的生物量和稻米产量。硫促进Cd从根系到地上部的迁移。用LDHs-DGT测定根际土壤中的有效态Cd能准确的反应Cd的生物有效性。
朱美庆[7]（2021）在《基于荧光技术研究吡虫啉、Fe2+和肼的生态环境行为》文中进行了进一步梳理随着经济的迅速发展,生态环境污染已经成为影响人类健康最严重的问题之一。生态环境中污染物的分布、迁移以及转化机制的揭示是从源头控制环境污染的有效方法。深入直接地了解生态环境中污染物的迁移和转化机制,对减少生态环境污染具有重要意义。在过去的几十年里,生态环境中污染物的分布和运输主要是通过同位素标记技术实现的可视化。但其成本高、具有放射性、操作和处理复杂等缺点限制了其应用。荧光技术具有操作简单、荧光可调、检测速度快、再现性好以及无辐射等优点,逐渐替代同位素标记技术来进行污染物环境行为的研究。基于此,本文采用荧光技术为主要研究手段,以吡虫啉、Fe2+以及肼作为研究材料,结合荧光显微镜可视化研究它们在环境或植株中的吸收、分布和转化机制,为降低污染物对生态环境的危害提供理论依据。主要研究结果如下:1.通过碳量子点修饰介孔纳米二氧化硅,构建了具有稳定荧光的吡虫啉二氧化硅纳米载体（FL-MSNs@Im）。双层空壳的设计提高了FL-MSNs的负载能力并延长了其释放速率。FL-MSNs@Im可以通过调节p H值来控制吡虫啉的释放。FL-MSNs@Im的使用能够提高吡虫啉的利用率,减少环境污染。2.通过荧光显微镜和超高效液相串联质谱技术（UPLC-MS/MS）相结合的方法研究了吡虫啉在小白菜（Brassica chinensis L）植株中的分布、转移和代谢行为。在根部施药下,FL-MSNs@Im主要通过导管从根部输送到茎叶部位。FL-MSNs@Im在叶面施药后主要通过韧皮部的筛管向下运输。FL-MSNs@Im能够延长吡虫啉持效期,减少施药量,降低生态环境污染。3.吡虫啉在番茄植物中的分布、转运和代谢研究结果表明,强光条件下FL-MSNs@Im的迁移效率高于弱光条件。在根施条件下,FL-MSNs@Im通过蒸腾作用从导管运输到茎叶部位,未在番茄果实体内检测到FL-MSNs@Im存在。叶面施药后,FL-MSN@Im通过筛管和导管的双重运输管道由上至下运输。相比于70%吡虫啉水分散粒剂,FL-MSN@Im在番茄上能产生更少的代谢产物,这为具有高毒代谢物农药的安全使用提供了很好的思路。4.一种基于荧光探针（DDED）技术的Fe2+环境行为监测手段被开发。DDED的超大Stokes位移（>275 nm）增强了其对细胞以及组织穿透力,减少了背景荧光干扰。该技术可以直观地实时监测细胞和斑马鱼体内Fe2+的分布。DDED不仅能够定性还可以定量对污染物的环境行为进行研究。DDED可以从细胞层面深入地了解污染物在环境中的分布迁移。5.一种新型肼近红外荧光探针（DCDB）被设计并合成。DCDB具有较大的Stokes位移（160 nm）,细胞毒性低,选择性高,灵敏度高等特点。核磁共振（NMR）、密度泛函数理论计算（DFT）和高分辨质谱（HRMS）证实了DCDB与N2H4的反应机理。此外,该探针的潜在应用研究表明,DCDB能有效地实时监测N2H4在环境水样、细胞和斑马鱼中的分布。
张雨蒙[8]（2021）在《意大利南部卡塞塔地区土壤中有机氯农药污染特征》文中进行了进一步梳理有机氯农药在自然环境中难以降解、滞留时效长、具残留毒性,并进行全球性迁移,对生态环境造成危害;还可蓄积于生物体内并危害人类健康。卡塞塔省作为意大利传统农业种植区,有机氯农药的使用残留问题受到广泛关注。本文以意大利南部卡塞塔省为研究区域,以土壤中有机氯农药（Organochlorine pesticide,OCPs）为研究对象,采用加速溶剂萃取法、气相色谱分析等实验方法,借助异构体比值法、相关性分析等数据处理方法,研究了土壤中OCPs的污染水平及分布特征、影响因子及来源解析,评价了OCPs的潜在人体健康风险和生态风险。取得以下主要结论:（1）表层土壤中23种OCPs,仅甲氧基氯未检出,检出率值最高为DDT和HCB,均大于97%。土壤中OCPs的含量范围为0.08-87.63ng/g,平均值是3.69ng/g;DDTs是主要残留物,占OCPs残留总量的75.6%。与世界其他地区对比,卡塞塔地区OCPs残留浓度含量总体属于偏低水平。（2）OCPs残留的地统计学空间分布分析表明,DDTs高值区主要集中在中南部及西南沿海地区,HCHs高值区主要分布于中部沃尔图诺河平原、雷吉拉格尼盆地和东南部的城镇聚集区,HCB分布较均衡。OCPs浓度偏高可能与农场历史使用农药、工业区、垃圾填埋场及农业废料的非法倾倒有关,但HCB因极易挥发而与大气迁移和沉降密切相关。（3）不同土地利用类型下土壤中OCPs残留均值依次为:农田>果园>草地>林地>未耕地,其中农田和果园的农药施用是其土壤中OCPs的最主要来源。OCPs与土壤性质相关分析表明:土壤pH与DDTs、HCHs、DRINs呈显着相关,土壤有机质含量与HCB为极其显着相关,土壤质地对OCPs的浓度没有明显影响。（4）利用OCPs各异构体残留比例确定HCHs、DDTs、氯丹来源的结果显示:卡塞塔地区土壤中HCHs的残物同时来自历史工业六六六和近期林丹的使用;DDTs主要源自历史残留的工业滴滴涕,少部分地区土壤中近年来有DDTs的输入;大部分地区的氯丹源自历史使用残留,但个别区域仍有不同程度使用。（5）采用USEPA推荐模型开展卡塞塔地区土壤中有机氯农药对人体健康风险评估结果表明:卡塞塔地区OCPs残留整体不具有非致癌风险,个别样点存在可以忽略的低致癌风险;就单个OCP对整体OCPs的风险占比而言,p,p’-DDE是非致癌风险的主要贡献者,而狄氏剂是致癌风险的主要贡献者。采用Jongbloed等人和Urzelai等人的研究模型对DDTs和HCHs生态风险评价结果表明:HCHs残留浓度对土壤无脊椎动物未造成毒性影响或影响微小,DDTs对土壤生物和鸟类具有一定的生态风险,但总体生态风险微弱。
黄河[9]（2021）在《生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制》文中指出阿特拉津（Atrazine,AT）是一种常见的除草剂,具有毒性较强、半衰期长、易迁移等特性。生物质炭（Biochar,BC）具有吸附能力强、性质稳定等优点,常用于修复污染土壤。目前多数的研究表明BC对土壤中AT有较好的吸附和持留效果,能有效降低土壤中AT的迁移风险。AT在土壤的环境风险不但包括迁移风险,还包括残留风险,AT的残留风险取决于其消解行为。但土壤结构的复杂性造成了目前研究关于BC对土壤AT消解影响的不确定性,关于BC对AT在土壤不同粒径组分上的分布和消解行为的研究更是鲜有报道。因此,本论文以BC对土壤AT消解的影响为切入点,构建灭菌和未灭菌体系,考虑土壤颗粒组分的影响,探究BC对土壤及其各粒径组分（砂粒、粉粒和黏粒）AT分布和消解的影响。接着考察了BC对土壤及各粒径组分对AT吸附的影响,探讨吸附行为与AT消解之间的关系,揭示BC影响土壤AT消解的物理化学机制;进一步研究了BC对AT污染土壤及各粒径组分微生物活性、多样性和群落结构的影响,探究土壤及各粒径组分微生物与AT消解之间的关系,揭示BC影响土壤AT消解的微生物学机制。研究结果将为应用BC修复AT污染土壤,控制其环境风险提供更全面的信息,对农业生产和有机污染物的防控具有重要意义。本论文主要的研究结果如下所示:（1）BC对AT在土壤及各粒径组分分布的影响。BC对灭菌和未灭菌土壤不同粒径组分的质量占比没有显着的影响;但添加BC提高了不同粒径组分中不可脱附态AT的含量;在未灭菌土壤中,培养开始时（21d）,添加100目BC没有改变不可脱附态AT在不同粒径组分中的分布,不可脱附态AT主要分布于砂粒中;但是添加200目BC使不可脱附态AT主要分布于粉粒,与不添加BC的处理相比,添加200目甘蔗叶生物质炭和蚕沙生物质炭处理粉粒中不可脱附态AT分别占不可脱附态AT总量的47.69%和47.74%。（2）BC对AT在土壤消解的影响。无论灭菌还是未灭菌条件下,添加BC均延缓了土壤中AT的消解,但是灭菌与未灭菌土壤AT的消解途径和BC对其的影响明显不同,未灭菌土壤AT的消解量显着高于灭菌土壤,说明未灭菌条件下微生物降解是土壤AT消解的主要途径,灭菌条件下化学消解则是主要的途径。在未灭菌土壤中,与不添加BC的处理相比,从21～63 d添加蚕沙生物质炭和甘蔗叶生物质炭土壤AT总消解率分别降低了2.53%～2.85%和5.10%～8.00%;但土壤以及砂粒、粉粒和黏粒中不可脱附态AT的消解则有所增加,其中添加生物质炭土壤以及砂粒、粉粒和黏粒不可脱附态AT的消解量分别比不添加BC的处理提高了0.69～3.55、1.23～3.17、0.59～2.55和0.25～1.87 mg·kg-1。在灭菌土壤中,BC抑制了可脱附态AT的消解,而不可脱附态AT的残留量则有所增加,其中对黏粒中不可脱附态AT含量的增加最为明显。（3）BC影响土壤AT消解的物理化学机制。通过等温吸附实验可知Freundlich模型能够较好拟合土壤及各粒径组分对AT的吸附行为。BC提高了土壤及各粒径组分对AT的吸附能力,其中甘蔗叶生物质炭的提高作用强于蚕沙生物质炭,且BC的粒径越小对土壤吸附能力的提高效果越明显。相关性分析结果显示,可脱附态AT的化学消解量与土壤总有机碳（Total organic carbon,TOC）含量和吸附能力之间呈现显着负相关,表明BC通过提高土壤的吸附能力,促进可脱附态AT向不可脱附态AT转化,进而抑制了土壤可脱附态AT的化学消解。此外,在灭菌条件下,BC提高了土壤各粒径组分的吸附能力,从而使土壤各粒径组分不可脱附态AT的残留量增加。可见,BC通过提高土壤TOC含量、增强土壤及其各粒径组分对AT的吸附能力,促使AT在土壤转化、在各粒径组分中再分配,从而延缓土壤中AT消解是BC影响AT消解的主要物理化学机制。（4）BC对AT污染土壤微生物的影响。低浓度AT降低了土壤微生物量碳含量、脱氢酶、过氧化氢酶和脲酶的活性,但一定程度上提高了微生物碳源利用多样性和真菌多样性,AT浓度越高对土壤细菌多样性的抑制作用越强。添加BC提高了AT污染土壤微生物活性、碳源利用多样性以及细菌多样性。其中BC对土壤黏粒细菌多样性的提高效果最为显着。添加BC提高了浓度为5 mg·kg-1的AT污染土壤中细菌Proteobacteria、Actinobacteriota和Firmicutes的相对丰度,但降低了Bacteroidetes的相对丰度。在浓度为50mg·kg-1的AT污染土壤中,添加BC提高了Actinobacteriota的相对丰度,但降低了Firmicutes的相对丰度。对于土壤各粒径组分来说,添加BC提高了土壤黏粒Firmicutes的相对丰度。（5）BC影响土壤AT消解的微生物学机制。BC-微生物-AT消解相关分析结果表明,高浓度(50 mg·kg-1)和低浓度(5 mg·kg-1)AT污染条件下,AT消解过程中起关键作用的微生物存在明显差别。低浓度AT污染土壤中,Bacteroidetes的相对丰度与土壤AT消解量呈正相关。添加BC降低了土壤Bacteroidetes的相对丰度,延缓了AT的消解,因此,低浓度AT条件下,Bacteroidetes是参与AT降解的功能细菌。在高浓度AT的胁迫下,Firmicutes的相对丰度与土壤AT消解量呈正相关,且与不同粒径组分中不可脱附态AT消解量呈正相关;添加BC降低了高浓度AT污染土壤Firmicutes的相对丰度,抑制土壤AT的消解,但提高了不同粒径组分中Firmicutes的相对丰度,促进了不可脱附态AT的消解,但是由于可脱附态AT的消解速率显着大于不可脱附态,整体上看BC延缓了土壤AT的消解,可见,高浓度AT胁迫下,Firmicutes是参与AT降解的功能细菌。因此,BC通过降低了Bacteroidetes和Firmicutes等功能细菌的相对丰度从而抑制土壤微生物对AT的降解是BC延缓土壤中AT消解的主要微生物学机制。综上所述,BC通过提高土壤的吸附能力,促使AT在土壤转化、在各粒径组分中再分配,降低土壤参与AT降解的功能细菌丰度,从而延缓了AT的生物化学消解,但也降低了AT的淋溶迁移风险。本研究100目甘蔗叶生物质炭对土壤吸附AT能力提高效果较好,且AT残留量较少,根据不同土壤的理化特性,选用适当粒径BC,调控BC在各粒径组分中的分布比例,不仅能有效降低土壤AT迁移风险,而且其残留风险也能得到有效控制。
张扬[10]（2021）在《阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究》文中研究指明砷是一种持久性污染物,具有活跃的化学性质和极强的生物蓄积性,因其赋存形态多变且环境毒理性强而被广泛关注。湖泊砷污染是当前最严峻的环境问题之一,其污染来源、生物毒理与富集、生态响应和环境影响是当前研究的热点。水体中砷的循环、转化过程的研究还处于初步阶段,沉积物中砷的赋存体系与迁移释放机制仍存在争议,微生物所参与的生物化学作用尚不明确,理论体系有待完善。阳宗海作为典型的深水高原湖泊之一,是流域数万居民的主要用水源,砷污染事件对湖泊功能和生态环境造成了严重的影响,而且实施絮凝修复后湖泊是否产生新的环境问题有待深入研究。为了解决湖泊用水安全和生态环境问题,本研究选取阳宗海沉积物及湖水作为研究对象,系统分析了水质参数、粒度、碳酸盐、有机质、总砷、离子、重金属元素、亚砷酸盐和砷酸盐的含量、e DNA等指标,通过210Pb-137Cs测年建立了可靠的年代序列,探讨了砷的分布、变化规律与影响因素,重建了湖泊污染历史,总结了二次污染和砷滞留的原因,评估了砷污染对生态造成的影响,讨论了应急措施、环境变化对湖泊自然演化与沉积过程的影响,提出了砷在沉积物水界面的迁移、沉积平衡,总结了微生物参与其中的生物地球化学作用。研究结果为解决湖泊当前存在的水安全问题提供了科学依据和数据基础,同时完善和补充了砷释放与迁移污染的过程和机制。论文研究结果与主要结论如下:1)查明了阳宗海水体砷含量及空间分布特征。表层水体总砷含量低于底层水体,夏季水体中总砷含量明显低于冬季。夏季阳宗海砷的浓度由表层28.03μg/L增加至底层48.85μg/L,冬季,由表层的48.63μg/L增加至底层的55.35μg/L。夏季水体砷含量差异小,冬季呈现出南部略高于北部、湖岸高于湖心的趋势。砷的空间分布主要受湖泊水化学和内源循环的影响。2)确定了阳宗海表层沉积物砷的含量及空间分布特征。总砷含量呈现点源污染和“深度控制”的分布规律。表层沉积物中砷的含量在45.69-334.67 mg/kg之间。在湖滨南岸至湖盆一块区域出现了异常高值高达297-334.67 mg/kg,南部湖盆的在137.41-223.97 mg/kg之间,湖盆中部为89.75-113.42 mg/kg,湖盆北部为45.69-77.62 mg/kg,相同湖区内深水区的表层沉积物中砷含量低于浅水区。砷含量的空间性差异受湖泊地形、沉积物地球化学背景和污染源的共同影响。3)明晰了阳宗海沉积物记录中砷的垂直变化特征。阳宗海沉积物岩芯记录中总砷含量先后呈现缓慢增加、快速增加、波动起伏、快速回落、保持平稳的趋势。总砷含量从35.44 mg/kg增加至281.17 mg/kg,后波动下降至82.35 mg/kg。PCA主成分分析显示,砷的沉积过程经历了区域-自然、流域-自然、流域-非自然、非自然状态四个阶段。砷的时空变化规律主要受人类活动与气候变化的影响。（4）揭示了阳宗海微生物群落对砷转化的影响。阳宗海不同湖区和沉积阶段内微生物群落存在差异。阳宗海沉积物中最占优势的细菌门类始终是变形杆菌（Proteobacteria）,相对丰度的平均值为22.2%。厚壁菌（Firmicutes）、酸杆菌（Acidbacteria）、螺旋体（Spirochaetes）、疣微菌（Verrucomicrobia）、浮霉菌（Planctomycetes）、拟杆菌（Bacteroidetes）的相对丰度在1.5-4.2%、2.4-4.2%、1.1-4.6%、3.4-8.2%、1.1-7.7%、2.1-5.6%之间。沉积物中的微生物与环境因子存在响应关系,微生物对砷迁移、转化是有影响的。研究结果表明,受应急措施和环境变化的双重影响,阳宗海当前水化学环境异常,水体含氧量低、透明度下降,并伴有酸化的趋势。表层沉积物中富集大量有机质,同时沉积物砷污染危害与风险要明显高于水体砷污染,存在较大的生态隐患。水—沉积物界面的沉积与释放过程是砷滞留于阳宗海水体中的原因,当前存在三种不同的迁移、释放机制,即As-HFO的还原水解、As-Fe S的氧化分解及离子竞争。湖泊砷污染出现于上个世纪90年代,通过区域搬运的风化矿物是污染物的主要赋存形态,2000年后转变为流域三废输入,2009年后污染物通过絮凝沉降的方式进入到沉积物中,当前沉积物更多地反映了湖泊自身的内源循环,而非环境背景和流域状况等外源因素对其产生的影响。环境的改变导致阳宗海砷的迁移途径发生了三次转变,当前的沉积“伪平衡”现象是As-HFO和As-Fe S体系之间的平衡状态。当前沉积物中Agrobacterium、Desulfovibrio等DARPs,将砷酸盐作为电子受体,其异养代谢过程,直接导致砷酸盐被还原。Meiothermus作为HAOs,使用亚砷酸盐作用电子供体获取能量,导致亚砷酸盐被氧化,Bacillus、Shewanella作为ARMs,通过砷还原酶将砷酸盐还原为亚砷酸盐。
二、有机农业也可能造成污染（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、有机农业也可能造成污染（论文提纲范文）
（3）乌梁素海流域氮污染来源的时空特征解析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 氮氧同位素技术研究进展 |
| 1.2.1 前处理方法研究进展 |
| 1.2.2 硝酸盐来源识别研究进展 |
| 1.2.3 硝酸盐来源定量研究进展 |
| 1.3 SWAT模型应用研究进展 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 研究材料及方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候特征 |
| 2.1.4 土壤与植被 |
| 2.2 采样及实验室分析 |
| 2.2.1 样点布设 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 实验室分析 |
| 2.3 源解析方法 |
| 2.3.1 同位素质量混合模型原理 |
| 2.3.2 源定量分析 |
| 第3章 乌梁素海流域氮分布特征分析 |
| 3.1 乌梁素海流域水体总氮分布特征 |
| 3.1.1 企业排污口水体总氮分布特征 |
| 3.1.2 排干水体总氮分布特征 |
| 3.1.3 湖区水体总氮分布特征 |
| 3.2 乌梁素海流域水体氨氮分布特征 |
| 3.2.1 企业排污口水体氨氮分布特征 |
| 3.2.2 排干水体氨氮分布特征 |
| 3.2.3 湖区水体氨氮分布特征 |
| 3.3 乌梁素海流域水体硝酸盐分布特征 |
| 3.3.1 企业排污口水体硝酸盐分布特征 |
| 3.3.2 排干水体硝酸盐分布特征 |
| 3.3.3 湖区水体硝酸盐分布特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 乌梁素海流域硝酸盐来源季节性分布特征研究 |
| 4.1 乌梁素海流域主要硝酸盐来源指纹特征分析 |
| 4.1.1 一般污染源氮氧同位素特征 |
| 4.1.2 乌梁素海流域典型污染源氮氧同位素特征 |
| 4.2 乌梁素海流域氮氧同位素季节性变化 |
| 4.3 乌梁素海流域硝酸盐来源类型分析 |
| 4.4 乌梁素海流域迁移转化过程分析 |
| 4.4.1 乌梁素海流域硝酸盐迁移转化过程分析 |
| 4.4.2 乌梁素海流域水体氢氧同位素分析 |
| 4.5 乌梁素海流域硝酸盐来源贡献估算 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 乌梁素海流域氮污染空间分布研究 |
| 5.1 乌梁素海流域SWAT模型的构建 |
| 5.1.1 空间数据库 |
| 5.1.2 子流域划分 |
| 5.2 乌梁素海流域SWAT模型的适用性评价 |
| 5.2.1 参数敏感性分析 |
| 5.2.2 率定与验证 |
| 5.3 乌梁素海流域氮污染负荷空间分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 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 |
（4）清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 OCPs和重金属污染物概述 |
| 1.2.1 OCPs |
| 1.2.2 重金属污染物 |
| 1.2.3 重金属和OCPs在环境中的迁移转化 |
| 1.3 水体和沉积物中OCPs污染研究现状 |
| 1.3.1 水体中OCPs污染研究现状 |
| 1.3.2 沉积物中OCPs污染研究现状 |
| 1.4 沉积物中重金属污染研究现状 |
| 1.5 水环境健康风险研究现状 |
| 1.5.1 水环境健康风险评价 |
| 1.5.2 人群暴露参数研究 |
| 1.6 需要进一步研究的问题 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究的主要内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 研究区概况与实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 流域自然地理概况 |
| 2.1.2 流域和河道特征 |
| 2.1.3 流域水文要素 |
| 2.1.4 重金属、OCPs残留概况 |
| 2.2 采样点位的布设及样品采集 |
| 2.2.1 采样点位的布设 |
| 2.2.2 样品的采集 |
| 2.3 样品的处理与分析 |
| 2.3.1 理化参数和营养元素 |
| 2.3.2 OCPs的测定 |
| 2.3.3 重金属的测定 |
| 2.3.4 沉积柱定年测试及计算方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 沉积物中重金属的赋存特征、影响因素及生态风险研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 清水河沉积物中理化参数、营养元素及重金属的分布特征 |
| 3.2.1 表层沉积物理化参数和营养元素的分布特征 |
| 3.2.2 沉积物中重金属含量与分布 |
| 3.3 清水河表层沉积物重金属赋存的影响因素及作用机制 |
| 3.3.1 沉积物理化参数、营养元素对重金属赋存的影响 |
| 3.3.2 沉积物中重金属来源及分析方法 |
| 3.3.3 沉积物重金属赋存的控制因素及函数模型构建 |
| 3.4 清水河沉积物中重金属来源分析 |
| 3.4.1 沉积柱中重金属相关性分析 |
| 3.4.2 沉积柱中重金属主成分分析 |
| 3.4.3 沉积物中重金属元素聚类分析 |
| 3.4.4 重金属沉积历史与区域GDP及人口变化的关联分析 |
| 3.5 沉积物中重金属的潜在生态风险分析 |
| 3.5.1 沉积物重金属污染程度评价 |
| 3.5.2 沉积物重金属潜在生态风险评价 |
| 3.5.3 沉积物重金属潜在毒性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 沉积物中有机氯农药的赋存特征、影响因素及生态风险研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 沉积物中OCPs的含量、污染特征及历史沉降记录 |
| 4.2.1 表层沉积物中OCPs的含量与污染特征 |
| 4.2.2 沉积柱中OCPs的含量、污染特征及历史沉降记录 |
| 4.3 沉积物中OCPs的组成及来源解析 |
| 4.3.1 HCHs的组成及来源解析 |
| 4.3.2 DDTs的组成及来源解析 |
| 4.3.3 Chlordane的组成及来源解析 |
| 4.3.4 Endosulfan的组成及来源解析 |
| 4.4 OCPs的归趋及作用机制 |
| 4.4.1 OCPs各组分之间的相关性分析 |
| 4.4.2 OCPs的主成分分析 |
| 4.5 沉积物对OCPs吸附的控制因素及模型构建 |
| 4.5.1 沉积物理化参数、营养元素对OCPs吸附影响及模型构建 |
| 4.5.2 沉积物中重金属对OCPs吸附的影响及模型构建 |
| 4.6 不同环境介质中OCPs的环境行为和交换规律研究 |
| 4.6.1 不同环境介质中OCPs的百分含量比较 |
| 4.6.2 清水河表层沉积物OCPs的富集情况 |
| 4.6.3 OCPs的环境行为和归宿分析 |
| 4.7 清水河沉积物中OCPs生态风险评价 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 水体中重金属和有机氯农药的污染特征及健康风险研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 健康风险评价模型及参数 |
| 5.2.1 健康风险评价模型 |
| 5.2.2 模型参数的确定 |
| 5.3 人群暴露参数的确定 |
| 5.3.1 人群暴露参数 |
| 5.3.2 调查分布及方法 |
| 5.3.3 研究区人群体重和饮水摄入率 |
| 5.3.4 研究区人群皮肤暴露参数 |
| 5.4 水体中重金属和OCPs的污染特征 |
| 5.4.1 水体中重金属的污染特征 |
| 5.4.2 水体中OCPs的污染特征及来源解析 |
| 5.5 清水河水环境健康风险研究 |
| 5.5.1 重金属和OCPs污染因子所致健康风险特点 |
| 5.5.2 重金属和OCPs所致健康风险分类分析 |
| 5.5.3 重金属和OCPs通过饮水途径所致健康风险 |
| 5.5.4 重金属和OCPs通过皮肤接触途径所致健康风险 |
| 5.5.5 重金属和OCPs所致健康总风险分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（5）典型农药在我国三种粮食产地残留特征及膳食风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农药在环境中的污染状况研究进展 |
| 1.1.1 空气 |
| 1.1.2 水环境 |
| 1.1.3 土壤 |
| 1.1.4 沉积物 |
| 1.1.5 其他 |
| 1.2 农药在食品中的污染状况研究进展 |
| 1.2.1 植物源食品 |
| 1.2.2 动物源食品 |
| 1.3 手性农药在食品及环境中的污染状况研究进展 |
| 1.4 论文立题依据及研究内容 |
| 第二章 样品采集及目标农药残留检测方法的建立 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 采样材料 |
| 2.1.2 采样方法 |
| 2.1.3 试剂和材料 |
| 2.1.4 仪器和设备 |
| 2.1.5 样品前处理 |
| 2.1.6 仪器条件 |
| 2.1.7 方法验证 |
| 2.1.8 数据处理与统计 |
| 2.2 本章小结 |
| 第三章 农药在我国小麦、玉米、水稻主产区的残留特征 |
| 3.1 26 种农药在3 个小麦主产区的残留特征 |
| 3.1.1 农药在土壤中的残留特征 |
| 3.1.2 农药在小麦籽粒中的残留特征 |
| 3.2 24 种农药在3 个玉米主产区的残留特征 |
| 3.2.1 农药在土壤中的残留特征 |
| 3.2.2 农药在玉米籽粒中的残留特征 |
| 3.3 26 种农药在4 个水稻主产区的残留特征 |
| 3.3.1 农药在土壤中的残留特征 |
| 3.3.2 农药在水稻籽粒中的残留特征 |
| 3.4 手性农药戊唑醇和腈菌唑对映体在粮食产地的残留特征 |
| 3.4.1 戊唑醇和腈菌唑对映体分离分析方法的建立 |
| 3.4.2 戊唑醇和腈菌唑对映体在3 种粮食产地中的残留特征 |
| 3.5 莠去津在小麦主产区土壤中的残留特征 |
| 3.5.1 莠去津在土壤中残留分析方法的建立 |
| 3.5.2 莠去津在3 个小麦主产区农田土壤中的残留特征 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 农药代谢物在粮食产区的残留特征 |
| 4.1 5 种代谢物在粮食产区土壤中残留分析方法的建立 |
| 4.2 吡虫啉、啶虫脒、噻虫嗪及5 种代谢物在3 种粮食主产区土壤中的残留特征 |
| 4.3 吡虫啉及其两种代谢物在3 种粮食主产区土壤中的残留特征 |
| 4.4 啶虫脒及其两种代谢物在3 种粮食主产区土壤中的残留特征 |
| 4.5 噻虫嗪及其噻虫胺在3 种粮食主产区土壤中的残留特征 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 3 种粮食中农药残留膳食风险评估 |
| 5.1 评估方法 |
| 5.2 风险评估结果 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 主要结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 农药及其代谢物标准品信息表 |
| 附录 B 目标化合物典型色谱图 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（6）硫对水稻根区微界面有效态镉的影响及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤中镉污染现状及其环境学意义 |
| 1.1.1 镉污染现状 |
| 1.1.2 镉的环境学意义 |
| 1.2 土壤中镉的赋存形态及影响镉有效态的因素 |
| 1.2.1 土壤中镉的赋存形态以有效态 |
| 1.2.2 影响镉有效态的因素 |
| 1.3 土壤中的硫及其环境学意义 |
| 1.3.1 土壤中硫素状况 |
| 1.3.2 硫的形态及其转他 |
| 1.3.3 硫的环境学意义 |
| 1.4 测定土壤有效态镉的方法 |
| 1.4.1 单一提取 |
| 1.4.2 连续提取 |
| 1.4.3 化学提取测定有效态的局限性 |
| 1.4.4 扩散梯度薄膜(DGT)技术测定有效态 |
| 1.5 研究意义、研究内容及技术路线图 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 硫对土壤有效态镉的变化规律及影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤与实验设计 |
| 2.2.2 LDHs-DGT的制备 |
| 2.2.3 样品采集 |
| 2.2.4 分析测试方法 |
| 2.2.5 数据统计与分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 土壤溶液基本理化性质的动态变化 |
| 2.3.2 DGT提取测定土壤Cd、S(-Ⅱ)、Fe(Ⅱ)的动态变化 |
| 2.3.3 分步提取土壤中Cd的形态变化 |
| 2.3.4 土壤Cd形态之间的相关性 |
| 2.3.5 土壤中Cd的有效态与土壤理化性质的相关性 |
| 2.3.6 土壤有效态Cd的逐步回归分析 |
| 2.3.7 土壤有效态Cd的通径分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 土壤溶液基本理化性质对土壤有效态Cd的影响 |
| 2.4.2 硫促进DOC驱动土壤S、Fe的还原 |
| 2.4.3 硫调控土壤镉形态变化特征 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 硫调控水稻根区微界面有效态镉的变化规律 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 分析测定方法 |
| 3.2.4 数据统计与分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 土壤基本理化性质的动态变化 |
| 3.3.2 土壤有效态Cd、S(-Ⅱ)、Fe(Ⅱ)的动态变化 |
| 3.3.3 分步测定根际土壤Cd形态的动态变化 |
| 3.3.4 根际土壤中Cd迁移动力学特征变化 |
| 3.3.5 根际土壤中有效态Cd与根际理化性质的相关性 |
| 3.3.6 根际土壤中有效态Cd的逐步回归分析 |
| 3.3.7 根际土壤中有效态Cd的通径分析 |
| 3.3.8 根际土壤理化因子与有效态Cd的主成分分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 硫对水稻根际理化性质的影响 |
| 3.4.2 硫促进水稻根际土壤中的DOC |
| 3.4.3 硫促进铁的氧化还原 |
| 3.4.4 硫酸还原作用 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 硫对土壤酶、微生物的影响及有效态镉的调控机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤与水稻 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 分析测定方法 |
| 4.2.4 数据统计与分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 根际土壤酶活性的动态变化 |
| 4.3.2 根际土壤微生物群落的变化 |
| 4.3.3 细菌群落与典型氧化还原的冗余分析(RDA) |
| 4.3.4 细菌群落、功能和土壤参数之间的结构方程(SEM) |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 酶活性增强 |
| 4.4.2 微生物调控Fe、S、C的氧化还原 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 硫对水稻根表铁膜的形成及镉生物有效性的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤与水稻 |
| 5.2.2 实验设计 |
| 5.2.3 分析测定方法 |
| 5.2.4 数据统计与分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 水稻根表铁膜含量及元素组成 |
| 5.3.2 根表铁膜Cd/Fe含量与根际有效态Cd的相关性 |
| 5.3.3 水稻农艺性状 |
| 5.3.4 水稻各组织中的Cd含量 |
| 5.3.5 水稻各组织Cd含量的转移系数 |
| 5.3.6 根际有效态Cd与水稻各组织中Cd含量的相关性 |
| 5.3.7 铁膜中Cd与水稻各组织中Cd含量的相关性 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 硫促进水稻根表铁膜的形成 |
| 5.4.2 硫促进水稻生长发育 |
| 5.4.3 硫降低Cd生物有效性 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）基于荧光技术研究吡虫啉、Fe2+和肼的生态环境行为（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 生态环境污染物概述 |
| 1.2 有机污染物 |
| 1.2.1 农药污染 |
| 1.3 无机污染物 |
| 1.3.1 有毒金属污染物 |
| 1.3.2 小分子污染物 |
| 1.4 污染物的环境行为 |
| 1.4.1 农药的环境行为 |
| 1.4.2 有毒金属的环境行为 |
| 1.4.3 其他污染物的环境行为 |
| 1.5 污染物环境行为研究手段 |
| 1.5.1 同位素示踪技术 |
| 1.5.2 荧光标记技术 |
| 1.5.3 荧光探针技术 |
| 1.5.4 超高效液相串联质谱法(UPLC-MS/MS) |
| 第二章 引言 |
| 2.1 研究目的与意义 |
| 2.2 主要研究内容 |
| 第三章 吡虫啉荧光介孔纳米SiO_2的构建及其性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 荧光双壳空心二氧化硅吡虫啉载体的合成 |
| 3.2.4 吡虫啉在FL-MSNs的负载 |
| 3.2.5 FL-MSNs@Im中吡虫啉含量的测定 |
| 3.2.6 FL-MSNs@Im中吡虫啉的体外释放 |
| 3.2.7 吡虫啉的检测条件 |
| 3.2.8 FL-MSNs@Im的生物活性研究 |
| 3.2.9 动态接触角测试 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 FL-MSNs@Im的制备 |
| 3.3.2 FL-MSNs@Im形态和结构的表征 |
| 3.3.3 FL-MSNs@Im的荧光性能探究 |
| 3.3.4 FL-MSNs@Im中吡虫啉含量的探究 |
| 3.3.5 FL-MSNs@Im的控释研究 |
| 3.3.6 FL-MSNs@Im的生物活性研究 |
| 3.3.7 FL-MSNs@Im的动态接触角测试 |
| 3.3.8 FL-MSNs@Im在小白菜上的荧光成像 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 FL-MSNs@Im在小白菜上的环境行为研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 试剂与耗材 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 室内试验 |
| 4.2.4 荧光成像样品制备 |
| 4.2.5 吡虫啉及其代谢物的提取净化 |
| 4.2.6 吡虫啉及其代谢产物的检测条件 |
| 4.2.7 统计学分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 根施条件下荧光纳米载体在小白菜植株中的形态特征研究 |
| 4.3.2 吡虫啉在小白菜上的初始沉积 |
| 4.3.3 根施条件下吡虫啉在小白菜上吸收和转运的荧光成像研究 |
| 4.3.4 根施条件下70%水分散粒剂和FL-MSNs@Im在小白菜上吸收和转运 |
| 4.3.5 叶面施药条件下吡虫啉在小白菜上吸收和转运的可视化研究 |
| 4.3.6 叶面施药后吡虫啉在小白菜各部位的分布和迁移 |
| 4.3.7 吡虫啉在小白菜上的代谢途径 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 FL-MSNs@Im在番茄上的环境行为研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 试剂与耗材 |
| 5.2.2 仪器与设备 |
| 5.2.3 试验设计 |
| 5.2.4 荧光成像样品制备 |
| 5.2.5 吡虫啉及其代谢物的提取净化 |
| 5.2.6 吡虫啉及其代谢产物的检测条件 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 根施条件下吡虫啉纳米载体在番茄中的形态特征研究 |
| 5.3.2 吡虫啉在番茄(Solanum lycopersicum)植物中的初始沉积 |
| 5.3.3 根施条件下番茄植株中吡虫啉的吸收与转运 |
| 5.3.4 叶面施药后番茄植株中吡虫啉的吸收与转运 |
| 5.3.5 番茄中吡虫啉的代谢机理 |
| 5.3.6 番茄中吡虫啉的最终残留 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 近红外荧光探针的构建及其对Fe~(2+)环境行为研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验部分 |
| 6.2.1 材料与试剂 |
| 6.2.2 仪器与设备 |
| 6.2.3 (E)-4-(2-(3-(二氰亚甲基)-5,5-二甲基环己-1-烯-1-基)乙烯基)-N,N-二乙基苯胺氧化物(DDED)的合成和表征 |
| 6.2.4 荧光滴定试验 |
| 6.2.5 荧光量子产率 |
| 6.2.6 pH对DDED识别Fe~(2+)的响应 |
| 6.2.7 DDED对Fe~(2+)的响应机理研究 |
| 6.2.8 HepG2细胞成像 |
| 6.2.9 斑马鱼成像 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 DDED的合成与表征 |
| 6.3.2 DDED的检测条件的优化 |
| 6.3.3 DDED对Fe2+的特异性识别和抗干扰能力研究 |
| 6.3.4 DDED的光谱性能研究 |
| 6.3.5 DDED对Fe~(2+)荧光响应机制研究 |
| 6.3.6 DDED的应用潜力 |
| 6.3.7 HepG2活细胞中Fe2+的荧光可视化 |
| 6.3.8 斑马鱼中Fe2+的荧光可视化 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 近红外荧光探针的构建及其对肼环境行为的研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 材料与试剂 |
| 7.2.2 仪器与设备 |
| 7.2.3 DCDB的合成与表征 |
| 7.2.4 细胞试验 |
| 7.2.5 斑马鱼试验 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 DCDB的设计与合成 |
| 7.3.2 DCDB和肼的反应条件的优化 |
| 7.3.3 DCDB对肼的特异性和抗干扰性研究 |
| 7.3.4 DCDB对肼的响应研究 |
| 7.3.5 DCDB与肼的反应机理研究 |
| 7.3.6 DCDB对环境水样中肼的实际应用 |
| 7.3.7 HeLa细胞试验 |
| 7.3.8 斑马鱼成像试验 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 附录A |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（8）意大利南部卡塞塔地区土壤中有机氯农药污染特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究目的及研究意义 |
| 1.2 有机氯农药研究进展 |
| 1.2.1 有机氯农药的定义及分类 |
| 1.2.2 有机氯农药的生产使用历史 |
| 1.2.3 有机氯农药的在土壤中的环境行为及危害 |
| 1.2.4 有机氯农药的污染水平 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 第二章 研究区域与研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.3 样品处理与分析 |
| 2.3.1 实验仪器与试剂 |
| 2.3.2 有机氯农药残留测定 |
| 2.3.3 样品土壤理化性质测定 |
| 2.3.4 质量控制 |
| 2.4 数据处理 |
| 第三章 有机氯农药残留水平分布 |
| 3.1 有机氯农药的残留水平 |
| 3.1.1 HCHs |
| 3.1.2 DDTs |
| 3.1.3 HCB |
| 3.1.4 SULPHs |
| 3.1.5 CHLs |
| 3.1.6 DRINs |
| 3.2 有机氯农药的空间分布特征 |
| 3.2.1 HCHs |
| 3.2.2 DDTs |
| 3.2.3 HCBs |
| 3.2.4 SULPHs |
| 第四章 有机氯农药分布影响因素与源分析 |
| 4.1 土地利用类型对有机氯农药分布的影响 |
| 4.2 土壤性质对有机氯农药分布的影响 |
| 4.2.1 pH |
| 4.2.2 TOC |
| 4.2.3 土壤质地 |
| 4.3 有机氯农药的残留组成及来源解析 |
| 4.3.1 HCHs |
| 4.3.2 DDTs |
| 4.3.3 CHLs与SULPHs |
| 第五章 有机氯农药污染土壤的风险评价 |
| 5.1 人体健康风险评价 |
| 5.2 生态风险评估 |
| 5.2.1 HCHs对土壤中无脊椎动物的生态风险评价 |
| 5.2.2 DDTs对鸟类、土壤生物及哺乳动物的生态风险评价 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 阿特拉津的特性与环境行为 |
| 1.1.1 阿特拉津的性质及使用情况 |
| 1.1.2 阿特拉津的环境影响及生物毒性 |
| 1.1.3 土壤中阿特拉津的修复措施 |
| 1.1.4 阿特拉津在土壤中的环境行为 |
| 1.1.5 影响阿特拉津在土壤中环境行为的因素 |
| 1.2 不同粒径土壤组分的特性及对有机污染物环境行为和赋存形态的影响 |
| 1.2.1 土壤组分的分级及方法 |
| 1.2.2 土壤不同粒径组分的理化特性 |
| 1.2.3 土壤不同粒径组分微生物特征 |
| 1.2.4 有机污染物在不同土壤粒径组分中的环境行为 |
| 1.2.5 有机污染物在不同土壤粒径组分中的赋存形态 |
| 1.3 生物质炭的特性及对土壤环境的影响 |
| 1.3.1 生物质炭来源和特性 |
| 1.3.2 生物质炭对土壤理化性质的影响 |
| 1.3.3 生物质炭对土壤微生物的影响 |
| 1.4 生物质炭对有机污染物在土壤中环境效应的影响 |
| 1.4.1 生物质炭影响土壤中有机污染物的吸附 |
| 1.4.2 生物质炭影响土壤中有机污染物的消解 |
| 1.5 生物质炭影响有机污染物消解的生物化学机制研究进展 |
| 1.5.1 生物质炭影响有机污染物消解的微生物学机制研究进展 |
| 1.5.2 生物质炭影响有机污染物消解的物理化学机制的研究进展 |
| 1.6 研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 生物质炭对阿特拉津在土壤不同粒径组分的分布及消解的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 测定指标及方法 |
| 2.2 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 生物质炭对阿特拉津污染土壤不同粒径组分含量的影响 |
| 2.3.2 生物质炭对阿特拉津污染土壤及不同粒径组分理化性质的影响 |
| 2.3.3 生物质炭对土壤阿特拉津消解的影响 |
| 2.3.4 生物质炭对阿特拉津在未灭菌土壤不同粒径组分中分布和消解的影响 |
| 2.3.5 生物质炭对阿特拉津在灭菌土壤不同粒径组分中分布和残留的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 土壤不同粒径组分质量占比对阿特拉津消解的影响 |
| 2.4.2 生物质炭对土壤不同粒径组分阿特拉津赋存形态和分布的影响 |
| 2.4.3 生物质炭对土壤阿特拉津消解的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定指标和方法 |
| 3.2 分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 生物质炭老化对土壤理化性质的影响 |
| 3.3.2 生物质炭老化对土壤吸附阿特拉津的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 生物质炭影响土壤吸附阿特拉津的机制 |
| 3.4.2 生物质炭影响土壤阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物多样性和群落结构的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 土壤中阿特拉津消解试验 |
| 4.1.3 测定指标和方法 |
| 4.2 数据处理 |
| 4.2.1 Biolog数据处理 |
| 4.2.2 高通量测序数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 低浓度阿特拉津污染土壤微生物活性和群落对生物质炭的响应 |
| 4.3.2 高浓度阿特拉津污染土壤细菌多样性和群落结构对生物质炭的响应 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 阿特拉津对土壤中微生物的影响 |
| 4.4.2 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试剂与仪器 |
| 5.1.2 土壤中阿特拉津消解试验 |
| 5.1.3 土壤微生物群落的测定 |
| 5.2 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 低浓度阿特拉津污染土壤细菌与阿特拉津消解的关系 |
| 5.3.2 高浓度阿特拉津污染土壤细菌与阿特拉津消解的关系 |
| 5.3.3 生物质炭作用下土壤细菌群落的交互作用 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 生物质炭影响土壤低浓度阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.4.2 生物质炭影响土壤高浓度阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 生物质炭对阿特拉津在土壤不同粒径组分的分布及消解的影响 |
| 6.1.2 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 6.1.3 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物多样性和群落结构的影响 |
| 6.1.4 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（10）阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 砷的基本性质和赋存形态 |
| 1.1.2 砷的毒理、毒性 |
| 1.1.3 砷污染来源 |
| 1.1.4 砷的迁移与赋存特征 |
| 1.2 水体砷污染研究进展 |
| 1.2.1 湖泊砷污染 |
| 1.2.2 砷的转化与释放 |
| 1.2.3 砷循环与迁移机制 |
| 1.2.4 阳宗海湖泊及污染研究 |
| 1.3 选题意义与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 主要创新点 |
| 1.3.3 研究内容与技术路线 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置及气候状况 |
| 2.1.2 土地利用及植被状况 |
| 2.1.3 流域水文及侵蚀状况 |
| 2.1.4 社会经济状况 |
| 2.2 流域环境污染现状 |
| 2.3.1 水环境污染 |
| 2.3.2 砷污染事件 |
| 第3章 阳宗海水化学与砷的迁移释放 |
| 3.1 水样采集与检测方法 |
| 3.1.1 样品采集与预处理 |
| 3.1.2 样品分析测试 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 水文特征 |
| 3.2.3 水化学环境 |
| 3.2.3.1 离子含量 |
| 3.2.3.2 离子组分 |
| 3.2.3.3 砷的变化规律 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 水体砷滞留现象及原因 |
| 3.3.2 絮凝吸附HFO体系下砷的迁移释放机制 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 阳宗海砷的沉积特征与其循环平衡 |
| 4.1 表层沉积物采集与检测方法 |
| 4.1.1 沉积物样品提取 |
| 4.1.2 元素含量 |
| 4.1.3 粒径组分 |
| 4.1.4 有机质 |
| 4.2 数据分析及评估方法 |
| 4.2.1 重金属污染负荷指数PLI(Pollution Load Index) |
| 4.2.2 沉积物质量基准(SQGs) |
| 4.2.3 潜在生态风险指数(RI) |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 表层沉积物砷的分布特征 |
| 4.3.2 沉积环境 |
| 4.3.3 沉积物污染类型与污染等级 |
| 4.3.4 生物致毒性与生态危害风险评估结果 |
| 4.3.5 污染来源分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 氯化铁絮凝吸附法的生态环境风险 |
| 4.4.2 As-Fe S和 As-HFO迁移平衡和影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 沉积物记录的阳宗海砷污染历史 |
| 5.1 岩芯提取与分析方法 |
| 5.1.1 样品采集与保存 |
| 5.1.2 样品预处理 |
| 5.2 样品分析 |
| 5.2.1 元素定量检测 |
| 5.2.2 元素扫描 |
| 5.2.3 ~(210)Pb和~(137)Cs年代学分析 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 XRF微区扫描结果 |
| 5.3.2 高分辨率年代序列的建立 |
| 5.3.3 钻孔沉积物各代用指标垂向变化特征 |
| 5.3.4 有机质、粒度和碳酸盐 |
| 5.3.5 富集因子及主成分分析结果 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 阳宗海的环境变化过程 |
| 5.4.2 阳宗海污染历史 |
| 5.4.3 砷的沉积“伪平衡”状态 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 阳宗海微生物的环境响应与涉砷影响 |
| 6.1 准备材料与提取方法 |
| 6.1.1 实验设备与及试剂配备 |
| 6.1.2 总DNA提取 |
| 6.2 16srDNA测序和分析方法 |
| 6.2.1 PCR扩增DNA序列 |
| 6.2.2 凝胶电泳分离与生物分析 |
| 6.2.3 数据处理与分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 微生物群落的变化特征 |
| 6.3.2 微生物群落结构多样性 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 微生物的环境响应与影响 |
| 6.4.2 砷迁移机制中的生物地球化学作用 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 论文主要结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
四、有机农业也可能造成污染（论文参考文献）
- [1]南平市人民政府办公室关于印发南平市生态环境准入清单的通知[J]. 南平市人民政府办公室. 南平市人民政府公报, 2021(05)
- [2]广州市人民政府关于印发广州市“三线一单”生态环境分区管控方案的通知[J]. 广州市人民政府. 广州市人民政府公报, 2021(S2)
- [3]乌梁素海流域氮污染来源的时空特征解析研究[D]. 王希欢. 中国环境科学研究院, 2021(02)
- [4]清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究[D]. 开晓莉. 宁夏大学, 2021
- [5]典型农药在我国三种粮食产地残留特征及膳食风险评估[D]. 姜朵朵. 中国农业科学院, 2021(01)
- [6]硫对水稻根区微界面有效态镉的影响及机制[D]. 赵萌. 中国农业科学院, 2021
- [7]基于荧光技术研究吡虫啉、Fe2+和肼的生态环境行为[D]. 朱美庆. 安徽农业大学, 2021(01)
- [8]意大利南部卡塞塔地区土壤中有机氯农药污染特征[D]. 张雨蒙. 西北大学, 2021(12)
- [9]生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制[D]. 黄河. 广西大学, 2021(01)
- [10]阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究[D]. 张扬. 云南师范大学, 2021(09)