一、重金属在土壤——水稻系统中的迁移转化规律研究（论文文献综述）
徐俏[1]（2021）在《土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制》文中研究说明稻田铅污染已成为影响水稻农产品安全的隐患,不同类型土壤铅有效性与水稻铅吸收累积之间量化关系不明。磷对铅有良好的固定效果,但磷对土壤铅有效性的影响仍存争议。本课题组前期分离出一株真菌草酸青霉SL2（Penicillium oxalicum SL2）,同时具有良好的耐铅和解磷能力。因此,本文以不同类型土壤-水稻系统为研究对象,通过盆栽试验、土壤培养和水培等形式,结合传统化学提取、原位梯度薄膜扩散、同步辐射XAFS等多种重金属有效性表征技术,系统研究不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律,构建土壤-水稻系统中铅生物有效性的预测模型,并探索草酸青霉SL2解磷效应对水稻铅累积的调控效果及相关作用机制。主要研究结果如下:（1）解析了不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律:不同类型土壤中铅有效态占比总体满足正态分布N（0.47,0.23）,Pb（CH3COO）2,GSH-Pb,Pb O,Pb HPO4以及Pb3（PO4）2是根际土壤中铅的主要赋存形态;籽粒铅含量超标点位主要分布于酸性土壤中;水稻铅累积与根际土壤铅有效性密切相关,土壤黏土矿物、土壤有机质、土壤游离态铁锰矿物以及土壤总磷含量是影响水稻铅吸收累积的主控因子。（2）构建了水稻籽粒对铅累积的生物有效性预测模型:基于土壤总铅、土壤有机质及粘土含量的回归模型（Lg[Grain-Pb]=0.569*Lg[Total-Pb]+0.336*Lg[Clay]+0.404*Lg[SOM]-3.18,R2=0.613,p<0.001）,可有效预测低铅污染水平下稻田土壤中水稻籽粒铅含量（土壤总铅<300 mg/kg）;基于模型推导了不同pH下稻田土壤铅安全阈值分别为386 mg/kg（pH≤5.5）、466 mg/kg（5.5<pH≤6.5）、628 mg/kg（6.5<pH≤7.5）和581 mg/kg（pH>7.5）。（3）阐明了施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制:300 mg/kg外源KH2PO4显着提高了酸性粉砂黏壤土（HN）水溶态铅（soluble-Pb）含量、促进了土壤固相中Fe/Mn/Al/Mg等金属离子的溶出,而淹水-落干过程则改变了土壤团聚体表面粗糙度和致密结构,300 mg/kg外源KH2PO4提高了土壤胶体中Pb（OH）2和胡敏酸结合态铅（HA-Pb）的比例,表明水溶态铅的增量是由土壤胶体络合态铅引起。（4）揭示了耐铅解磷真菌草酸青霉SL2（Penicillium oxalicum SL2）调控水稻籽粒铅累积的机制:SL2处理显着降低了水稻籽粒中铅的含量,2 x 107CFU/g SL2处理组中水稻籽粒铅含量平均值在对照组的基础上下降了91.1%;SL2的草酸分泌与解磷效应降低土壤铅有效性是缓解水稻籽粒铅超标的主要原因。（5）探究了草酸青霉SL2施加对稻田土壤真菌群落多样性的影响:SL2的施加显着改变了Penicillium＿oxalicum,Emericellopsis＿terricola,Sarocladium＿oryzae,Phaeosphaeriopsis＿musae等稻田土壤非优势真菌种群的相对丰度;其中Mortierella、Penicillium以及Hasegawazyma丰度的增加可能在降低水稻籽粒铅累积的过程中发挥重要作用。
傅婷婷[2]（2021）在《区域土壤和水稻镉含量相关分析与估测研究》文中认为土壤作为地球上生命赖以生存的重要基础,不仅支撑着人类农业生产,还是陆地生物所需营养物质的主要来源。然而,随着工业化、城市化的进程不断加快,工业“三废”的大量排放以及化学农药和污水污泥的过度使用,重金属污染物通过大气沉降、污水灌溉、垃圾填埋等多种途径进入土壤和水稻,不可避免地导致土壤重金属污染问题和水稻重金属超标问题愈发严重,影响农产品质量安全,进而威胁人体健康。因此,研究土壤-农产品系统中的重金属污染现状对于保障土壤环境质量和农作物生产安全具有重要的意义。历史土壤污染状况调查结果表明,我国环境污染问题中最为突出的重金属元素为镉（Cadmium,Cd）,因此,本研究采用统计分析、相关性分析结合空间分析与机器学习等方法,在三个不同研究区,探究环境因素（如成土母质、土壤类型、土壤p H、地形等）对作物富集镉元素的影响,并进行稻米中Cd含量的估测。主要研究内容和结论如下:（1）土壤-水稻系统重金属含量统计分析与相关性研究针对土壤-水稻系统中不同形态的土壤Cd含量、水稻Cd含量开展统计分析,结果表明,A区、B区、C区的土壤Cd全量的平均含量分别为1.50 mg/kg、0.49 mg/kg、0.68 mg/kg,土壤有效态Cd含量的平均含量为0.26 mg/kg、0.07 mg/kg、0.18 mg/kg,水稻Cd的平均含量分别为0.83 mg/kg、0.22 mg/kg、0.25 mg/kg,且三个研究区都存在极端高值。此外,本研究对重金属含量数据开展了相关性分析,土壤Cd全量-土壤有效态Cd、土壤Cd全量-水稻Cd、土壤有效态Cd-水稻Cd三对变量均表现出强相关性,且土壤有效态Cd与水稻Cd之间的相关性较土壤Cd全量更强,与多数文献研究结论一致。通过开展偏相关分析、比较偏相关系数发现,不同研究区的土壤Cd全量、土壤有效态Cd、水稻Cd三个变量两两之间的相关性存在差异,主要受区域内土壤特性的影响,其中土壤p H对水稻Cd与土壤Cd的相关性表现出最强的影响作用。（2）水稻镉含量主控因子分析本研究通过引入定性和定量辅助变量,构建多元评价指标体系,对环境变量进行拟合建模,结果表明该多元非线性回归方程的整体拟合效果较好。在多元评价指标体系的基础上,对具有多重共线性的环境辅助变量开展非线性主成分分析,得到降维后的四个主成分因子,并将其逐个引入到回归方程中,筛选出不同研究区影响水稻Cd含量的主控因子。结果显示,分区域的主控因子一定程度上反映了区域特浙江大学硕士学位论文摘要征,区域内空间分异性较大的几个环境变量通过主成分变换后的主成分因子都对应地被选为主控因子,如研究区A的土壤类型和母质特性、研究区B的区域环境特性等,表明不同研究区内环境因子的差异,会影响区域内水稻Cd含量的分布。针对影响因子之间存在的交互作用,本研究进一步开展了因子交互探测分析,可知土壤p H与多个因子交互后呈现显着的非线性增强作用,侧面印证了土壤p H在土壤-水稻系统中的重要作用。（3）水稻镉含量估测模型探究现有的水稻Cd含量估测模型多为经验模型和机理模型,在实际应用中常存在预测精度较低、普适性不佳等局限性。本文研究从因子的交互作用、空间非平稳性和数据的复杂非线性关系入手,引入神经网络模型,将因子之间的交互作用纳入考虑,开展含量预测研究,对比分析模型的差异性及适用性;引入空间回归模型,从环境因子的空间异质性角度探究水稻Cd的定量估测与区域环境的关系,开展水稻Cd空间制图研究。考虑模型对数据的非线性映射能力,本研究对比了反向传播神经网络、卷积神经网络以及反向神经网络-遗传算法模型（Backpropagation Neural Network-Genetic Algorithm,BP-GA）,结果表明,BP-GA对水稻Cd含量的预测效果最佳,训练模型对验证样本拟合后的R2达到0.963,证明预测值与真实值之间的相关性极强。考虑环境变量的空间异质性,本研究利用地理加权回归模型（Geographically Weighted Regression,GWR）开展空间回归分析,实现水稻Cd含量的预测制图。结果可知,GWR作为一种预测性的制图方法,在土壤属性分析和环境数据制图方面具有独特的优势,为水稻Cd含量的估测提供了新的思路。本研究旨在提供一种思路,即通过土壤Cd含量及土壤-水稻系统相关环境变量,确定可能存在水稻超标风险的潜在区域,为把控农产品质量安全提供依据。
唐盛爽[3]（2021）在《外源氯对土壤-水稻系统Cd迁移转化的影响》文中提出水稻产量尤其是单产的大幅度提高,农用化学品尤其是肥料作出了重大贡献。农用化学品施用量的增加,导致大量陪伴离子残留在土壤中,例如随钾肥施用带入的大量Cl-。由于Cl-具有很强的配位络合能力,能与土壤Cd形成一系列通式为CdCln2-n的络合物（如:CdCl+、CdCl0、CdCl3-和CdCl42-）,从而影响Cd在稻田系统中的赋存形态、环境行为和生物有效性。目前陪伴离子影响Cd环境行为研究中,讨论陪伴阳离子的较多,而来源途径最广、输入量最大的Cl-,其进入环境后所产生的效应没有得到应有的重视。本文通过土壤培养试验、水稻砂培试验以及水稻盆栽试验,探究外源Cl-添加对不同母质稻田土壤中Cd的吸附特性、水稻吸收积累Cd以及Cd在土壤-水稻系统中的迁移转化的影响有重要意义。研究旨在揭示Cl-对Cd在土壤固-液相之间的环境化学行为的影响,厘清水稻Cd累积量与Cl-之间的相关关系,以期为含Cl农用化学品的合理施用以及重金属污染耕地安全利用提供建议。主要研究结果如下:（1）通过土壤培养试验,研究了外源添加Cl-对不同母质土壤Cd吸附特性的影响。结果表明,不同母质土壤对Cd的吸附能力存在明显差异。在吸附过程前期,随着Cl-添加量的增加,三种母质土壤对Cd的吸附量明显降低且均小于空白对照,分别降低了 1.3-22.5%（紫泥田）、6.95-23.34%（红黄泥）和5.89-23.80%（麻砂泥）,由此说明添加Cl-能够降低土壤对Cd的吸附能力且对有机质含量最高的红黄泥的影响最显着。通过拟合准一级动力学和准二级动力学方程可以发现,准二级动力学方程的拟合效果较好,可决系数高（R2>0.99）,所得的平衡吸附量与实际试验结果相差不大。三种土壤对Cd吸附过程速率的大小关系为:红黄泥>紫泥田>麻砂泥。通过拟合Langmuri和Freundlich型吸附等温线,可得Langmuri方程对红黄泥和麻砂泥吸附Cd的拟合效果较好（R2>0.90）,Freundlich方程对紫泥田吸附Cd的拟合效果较好（R2>0.95）。（2）通过水稻砂培试验,研究了外源添加Cl-对水稻吸收积累Cd的影响。研究表明,在未加Cd处理中,与Ca（NO3）2处理组相比,添加Cl-的T1-T4处理水稻株高增长了 1.94-25.0%,说明在一定浓度范围内,Cl-能够促进水稻的生长;在加Cd处理中,T1-T4处理的水稻株高却比Ca（NO3）2处理组降低了 10.0-11.29%,Cl-强化了 Cd的毒性。水稻地下部Cd明显高于地上部,且水稻地上部Cd在各处理间无明显差异。随着Cl-添加量的增加,水稻地下部中的Cd也随之增大,且明显低于相应的Ca（NO3）2处理组（CK1-CK4）,分别降低了 81.48%、70.30%、45.51%和1.70%。水稻地上部中的Cl-与Cd呈极显着正相关关系（R2=0.980）。（3）通过水稻盆栽试验,研究了外源添加Cl-对Cd在土壤-水稻系统中迁移转化的影响。研究表明,外源添加Cl-会明显增加水稻的鲜重和土壤中酸可提取态Cd（E1）。在水稻全生育期内,T1-T4处理土壤溶液Cd 比 Ca（NO3）2处理组（CK1-CK4）低0.068-2.994倍。在抽穗期和灌浆期时,T1-T4处理的水稻各部位Cd均低于对应的Ca（NO3）2处理组（CK1-CK4）,分别降低了 3.45-32.17%、1.52-26.17%、0.43-25.67%和 1.14-32.03%,然而,随着 Cl-添加量的增加,水稻对Cd的积累量逐渐降低,且在灌浆期时下降趋势最为显着。利用德拜-休克尔极限方程计算出土壤溶液中CdCln2-n各个组分的浓度可知,当土-水介质中Cd/Cl比在0.625-2.5之间时,Cl-在土壤溶液中与游离态的Cd2+主要形成CdCl+的络合物。综上所述,Cl-降低了土壤对Cd的吸附能力,提高了土壤溶液Cd含量;水稻地上部Cd与Cl-含量呈极显着正相关关系;外源添加Cl-会明显增加水稻的鲜重和土壤中酸可提取态Cd（E1）,说明Cl-增强了 Cd在土壤-水稻系统中的迁移能力及生物可利用性。因此,含氯农用化学品的合理施用与重金属污染耕地安全利用关系密切,Cl-对Cd环境行为的影响应当引起重视。
郭岚岚[4]（2021）在《持续淹水下外源有机物料对酸性土壤水稻镉积累的影响》文中研究指明水稻是我国最主要的粮食作物,水稻的安全生产不仅关系到基本民生,更关系到国家的粮食安全。近年来,随着耕地污染和南方土壤酸化情况的加剧,稻米镉超标成为威胁我国粮食安全的潜在因素之一,如何降低水稻镉积累已成为中外学者共同关注的重要问题。本论文通过盆栽试验,选取蚯蚓粪作为外源有机物料,研究了初始状态下pH值相近,有机质含量差异较大的两种酸性低有机质土壤以及有机质含量相近,pH值分别为酸性和弱碱性的两种低有机质土壤,在持续淹水下外源有机物料对水稻镉积累的作用效果。主要研究结果如下:（1）持续淹水状态下,外源有机物料能够极显着（P<0.01）降低酸性土壤中水稻根、茎叶、糙米中的Cd含量,且有机物料添加量与水稻各部位的Cd含量呈负相关,但当酸性土壤中原有的有机质含量较低时,外源有机物料的添加对降低水稻籽粒镉的积累无显着影响（P>0.05）。在有机质含量为20.5 g·kg-1的酸性土壤（pH=4.77）中添加外源有机物料至土壤有机质含量达35 g·kg-1时,糙米中平均镉含量低于0.2 mg·kg-1（国家食品安全标准限值）。（2）当土壤有机质含量相近,土壤pH值不同时,添加外源有机物料能够极显着（P<0.01）降低酸性土和弱碱性土壤中水稻根、茎叶、糙米中的Cd含量,且有机物料添加量与水稻各部位的Cd含量呈负相关,但有机物料对弱碱性土壤中水稻Cd积累的阻控效果要明显优于酸性土。（3）持续淹水状态下,添加外源有机物料能够显着（P<0.05）影响水稻移栽后酸性土的初始pH值和Eh值,有机物料添加量越多,酸性土壤的初始pH值上升越大（P<0.05）,初始Eh值下降越多（P<0.01）。（4）水稻各生育期内土壤中有效镉的含量均呈现分蘖期>抽穗杨花期>成熟期的规律。持续淹水下添加外源有机物料能够显着降低水稻生育期（分蘖期、抽穗扬花期、成熟期）内酸性土壤中的DTPA-Cd（有效态镉）含量（P<0.01）,且外源有机物料的添加量和酸性土壤中的DTPA-Cd含量呈反比（P<0.01）。在有机质较高的土壤中（不论酸性还是弱碱性）,土壤中的DTPA-Cd含量与水稻籽粒、根、茎叶中的Cd含量均呈现极显着正相关（P<0.01）。在有机质含量较低的土壤中,土壤的DTPA-Cd含量与水稻籽粒中的Cd含量不相关（P>0.05）,与水稻根、茎叶中的Cd含量均呈现极显着负相关（P<0.01）。（5）水稻各部位Cd的含量从根、茎叶到糙米依次递减,且水稻植株内的Cd主要集中在水稻根部。持续淹水状态下,添加外源有机物料能够抑制土壤中的Cd向水稻中富集,且添加量越大抑制作用越强（P<0.05）。持续淹水状态下,土壤中有机质高低和土壤的pH值对Cd在土壤-水稻系统中的迁移有显着影响,有机质较高的酸性土壤抑制土壤中的Cd向水稻中的迁移能力要显着高于有机质较低的酸性土壤,弱碱性土壤抑制土壤中的Cd向水稻中的迁移能力要显着高于酸性土壤。
李杉杉[5]（2021）在《水稻土中非稳态pe+pH介导的Fe形态转化对水稻Cd吸收的影响机制》文中研究表明目前,我国农田土壤重金属Cd污染以轻中度污染为主。根据我国的基本国情和农情,对于中轻度Cd污染农田土壤主要通过安全利用及修复技术,阻断或减少Cd进入农作物的可食用部分,以达到安全生产的目的。Fe是土壤中含量第四丰富的元素（5.1%）,对土壤-水稻系统中Cd的迁移转化起重要作用。但由于Fe是氧化还原敏感元素,环境中pH或Eh的变化将引发Fe的氧化还原/溶解沉淀,从而影响Cd由土壤向水稻中运输。因此,本研究针对稻田土壤中pH和Eh的联动变化（pe+pH）所驱动的Fe形态转化,及其对稻田系统中Cd迁移转化的影响机制开展研究。取得的创新性结果如下:（1）土壤pe+pH低于5.7时,部分结晶态Fe氧化物（赤铁矿和针铁矿）发生还原溶解,使Fe氧化物由结晶态转变为无定型或低结晶态（如水铁矿）和有机质结合态。低pe+pH条件驱动的Fe氧化物晶相转化增加了较大粒径团聚体中无定型、低结晶态、络合态Fe氧化物含量,其对Cd的吸附导致更多Cd在较大粒径团聚体中的富集,从而降低了水稻土中Cd的有效性。（2）水稻根际土壤pe+pH降低显着抑制Cd由土壤向水稻中的转运。一方面,由于低pe+pH条件下,水稻根际土壤中低（非）结晶态铁氧化物含量显着增加,与之对应铁锰氧化物结合态Cd含量增加了 22.6%-31.8%,这是导致有效态Cd含量下降15.3%-33.9%的重要因素;另一方面,由于根际pe+pH降低促进了铁膜的形成,使铁膜中镉的富集量增加了2.3-3.04倍,但干湿交替处理下铁膜形成量显着高于淹水处理。（3）分蘖期和孕穗期是水稻吸收Cd的关键时期,淹水处理可显着降低该时期水稻的Cd吸收量。这是由于淹水引起的低pe+pH条件增强了 FeRB活性及其介导的Fe（Ⅲ）还原,增加了土壤中Fe2+含量,增强了水稻对Fe2+和Cd2+竞争吸收。同时,Fe（Ⅲ）还原促进了土壤中无定型Fe氧化物的形成及其对Cd的固定,促进了铁膜中低结晶态组分的形成及其对Cd的吸附。该研究结果揭示出了 FeRB介导的Fe（Ⅲ）还原对土壤-水稻系统中Cd迁移的潜在影响机制。综上所述,水稻土中pe+pH条件变化驱动的Fe的形态转化,直接影响着土壤-水稻系统中Cd的转运。本研究揭示出pe+pH变化驱动的Fe形态转化对水稻Cd吸收的影响机制,为稻田土壤Cd污染防治以及水稻的安全生产提供理论支撑。
郭婷[6]（2021）在《周丛生物膜对稻田土壤中砷迁移转化的影响及作用机制》文中指出砷（Arsenic,As）是我国南方地区稻田土壤中典型的污染物之一。稻田土壤中的砷在土壤微生物的参与下持续发生氧化、还原和甲基化等生物地球化学转化过程,这些过程决定了砷的生物有效性、水稻吸收与生态风险。因此,研究土壤-水稻系统中砷的迁移转化过程与作用机理是当前的热点。周丛生物膜（Periphyton biofilm）作为一类微生物聚集体,广泛存在于稻田土壤中。然而,周丛生物膜影响下稻田土壤中砷的转化如何、砷在稻田土壤-周丛生物膜-上覆水中的迁移分配规律又是如何等问题仍未清楚,相关的微生物作用机制也亟待进一步深究。因此,本论文以稻田土壤周丛生物膜为研究对象,首先基于野外周丛生物膜多点采样,探究了周丛生物膜中砷富集规律与砷功能微生物的分布;接着基于溶液体系明确了周丛生物膜本身对砷的富集与转化过程;然后基于土壤培养体系,进一步探究了砷在稻田土壤-周丛生物膜-上覆水三相体系中的迁移分配;最后基于水稻盆栽体系揭示了周丛生物膜影响下土壤中砷的生物有效性;最终系统阐明了周丛生物膜影响稻田土壤中砷迁移转化的过程与机制。主要研究结果如下:（1）采集野外稻田土壤周丛生物膜样品16份,分析了周丛生物膜中砷的富集规律与砷功能微生物丰度和多样性。周丛生物膜总砷浓度范围为7.04–1488.86mg kg–1,主要以无机砷形式存在。在四种砷功能基因中,介导砷甲基化的ars M基因丰度最高;通过ars M基因高通量测序和砷甲基化微生物共现网络分析可知,稻田土壤周丛生物膜中砷甲基化微生物多样性较高,砷甲基化微生物之间具有模块化的网络结构,Kineosporia、Limisphaera、Ornatilinea、Ktedonosporobacter和Anaerolinea具有较高的中介中心度,是周丛生物膜砷甲基化微生物共现网络中的关键属;总有机碳（TOC）与砷甲基化微生物多样性指数Simpson指数呈显着正相关关系,冗余分析（RDA）表明总铁（Fe）、总锰（Mn）和总砷是影响周丛生物膜砷甲基化微生物群落结构的重要因子。（2）通过水溶液砷暴露实验探究了周丛生物膜对砷富集与转化过程和砷对周丛生物膜中砷生物转化基因和微生物群落的影响。周丛生物膜对砷具有较强的耐受能力,可以高效富集水溶液中砷,对2 mg L–1溶液中As（III）和As（V）的去除率为89.71%和79.73%。周丛生物膜在富集砷的同时通过生物转化砷降低砷毒性。周丛生物膜可以在短时间内将As（III）氧化为毒性更低的As（V）,并进一步将As（V）还原和甲基化。培养十天后,培养液中甲基砷比例可达3.50%。砷暴露下,周丛生物膜分泌的胞外聚合物增加,砷的表面吸附增加,As（III）的吸收降低。As（III）和As（V）暴露可以增加周丛生物膜中ars C、ars R、acr3和aox A等砷生物转化基因的丰度;Enterobacteriaceae、Chlorococcaceae和Scenedesmaceae在周丛生物膜暴露于As（III）时具有重要作用,而Spirosomaceae、Acetobacteraceae和Microbacteriaceae在周丛生物膜暴露于As（V）时具有重要作用。（3）通过土壤培养实验,探究了周丛生物膜对土水界面砷迁移和分配的影响与作用机制。稻田土壤表面周丛生物膜显着增加了0–2 mm土壤溶液和上覆水中总砷含量,周丛生物膜对0–2 mm土层中砷的释放具有促进作用,并且促进了砷从表层0–2 mm土壤向上覆水中的迁移;此外,磷酸盐的添加对周丛生物膜介导的土水界面中砷动力学没有显着影响。周丛生物膜显着增加了0–2 mm土层中DOC的含量,土壤溶液中总砷与土壤DOC的显着正相关关系表明周丛生物膜通过增加土壤DOC促进砷在土水界面中的释放和迁移。周丛生物膜显着增加了表层0–2 mm土壤溶液和上覆水中As（III）和甲基砷的含量,降低了0–2 mm土层中ars C和ars M的丰度,说明土壤溶液和上覆水中增加的甲基砷来源于周丛生物膜甲基化过程。周丛生物膜对砷的固定作用降低了深度大于12 mm土壤溶液中总砷的含量。（4）以实际砷污染土进行水稻盆栽实验,通过调控周丛生物膜的生长,对比探讨了周丛生物膜对砷生物有效性与水稻吸收的影响与作用机制。研究发现,周丛生物膜对土壤中砷迁移转化具有双重作用,一方面,由于周丛生物膜的存在,土壤p H值显着升高了0.16个单位,Eh显着降低了22 m V,磷酸提取As（III）含量和可还原态、酸提取态砷含量增加;另一方面,周丛生物膜对砷具有较强的富集能力,降低了土壤溶液中砷浓度。周丛生物膜存在时水稻根部砷的累积量显着增加47.6%,说明周丛生物膜引起的理化性质改变（p H升高、Eh降低）从而促进砷释放的效应大于其富集效应。周丛生物膜显着降低了土壤中aio A基因的丰度,增加了含有ars C基因的功能微生物Cupriavidus和Afipia的相对丰度。周丛生物膜可能通过影响土壤中砷氧化和还原微生物的丰度,促进土壤中砷还原和释放,最终促进水稻砷吸收。综上所述,广泛存在于稻田土壤表面的周丛生物膜可以促进土壤砷还原和甲基化,引起土壤中砷的释放,从而增加稻田土壤砷污染风险。本研究补充了周丛生物膜在稻田土壤生态系统的环境效应,揭示了其在砷污染稻田土壤中的生态风险,对于全面了解稻田土壤砷生物地球化学转化及砷污染控制的复杂机制具有重要意义,并为开发砷污染原位修复技术提供了进一步的理论依据。
任璐[7]（2020）在《土壤-水稻系统中镉生物有效性预测模型》文中研究表明镉（Cadmium,Cd）是一种累积性的剧毒元素,在土壤中移动性较强,易被植物吸收积累至可食部并进入食物链最终危害人类健康。我国农田土壤镉污染问题突出,农产品镉超标问题不断加剧。因此,建立和发展适用于典型农田土壤-水稻体系中镉生物有效性预测模型,研究我国典型农田土壤镉生物有效性及其与稻米安全的量化关系,对于科学评估土壤镉污染风险和保障稻米安全生产具有十分重要的现实意义。然而,目前有关水稻生产体系土壤镉生物有效性预测模型的研究多是针对单一生育期建立的经验模型,且对土壤-水稻系统中各种复杂组分的作用过程和分布规律缺乏机理性、定量化的探究。因此,本研究主要采用化学提取、原位采集、数学建模等方法,在探明我国典型农田土壤中外源镉老化特征的基础上,研究了水稻不同生育期土壤镉溶液离子活度的变化特征,及其与土壤理化参数、水稻籽粒镉累积之间的量化关系,构建并比较分析了典型农田土壤-水稻系统中镉生物有效性预测经验回归模型与机理模型。主要研究结果概述如下:（1）采用化学提取、方程拟合等方法解析典型农田土壤中镉有效性的动态变化规律,并用准二级动力学方程拟合土壤镉形态变化过程的动力学特征。结果表明,EDTA和DTPA提取态镉含量动态拟合方程的决定系数均在0.994以上。对比镉进入土壤前后DTPA、EDTA、NH4OAc、HCl四种提取态含量的变化幅度,镉在土壤中镉的老化90 d后,DTPA提取态镉含量的变化最大,降低幅度高达75.59%。进一步对比不同类型土壤中镉有效性达到平衡时的含量和速率及其对土壤理化性质的响应,发现p H值升高可降低有效态镉的平衡含量,加快老化进程。CEC、有机质含量与土壤有效态镉的平衡含量呈极显着负相关。基于以上研究结果,我们提出了DTPA提取态镉含量是表征土壤中镉有效性的最佳形态参数,而土壤p H、有机质含量和阳离子交换量是影响土壤镉形态变化与活性的三个重要因素。（2）采用原位提取、化学分析等技术研究分析了典型农田土壤不同生育期水稻根际土壤镉离子活度、土壤理化性质的变化特征及其与水稻籽粒镉积累的内在关系。研究发现,在不同类型土壤中水稻根际土壤溶液中镉离子活度与稻米镉含量均呈显着正相关,水稻灌浆期土壤溶液镉含量达到最高值。比较分析不同土壤类型水稻籽粒镉积累与土壤溶液镉离子活度发现,土壤-水稻系统中糙米镉的转运系数、富集系数与土壤DOC含量和土壤p H值均呈显着相关。通过上述研究,证实了灌浆期是稻米吸收和富集镉的关键时期,提出了土壤溶液中的镉离子活度作为表征稻米镉积累参数具有重要的科学意义,进一步证实了土壤p H值、DOC含量是影响稻米中镉积累的主要因素。（3）通过数学建模、逐步优化等手段构建并比较了土壤-水稻系统中镉的生物有效性预测回归经验模型和机理模型。土壤总镉、EDTA、DTPA提取态镉、土壤溶液中镉含量均与水稻糙米镉含量呈显着正相关（P<0.05）,使用逐步多元回归分析,将p H、OC、DOC等土壤因素纳入了模型构建过程,得到基于土壤总Cd、EDTA、DTPA提取态镉、土壤溶液中镉含量等参数的稻米镉含量预测模型,其中基于水稻成熟期DTPA提取态镉含量数据构建的土壤镉生物有效性预测模型拟合效果较好,利用田间试验数据和文献参考数据对成熟期预测模型进行验证,预测值和实测值均匀分布在1:1线附近,且绝大部分在95%置信区间内,预测模型准确可靠。通过改进多表面形态模型（MSM）评估水稻全生育期内不同形态Cd对稻米中镉积累的贡献,设计了10种模型架构,并通过p H调节,共存离子浓度和离子强度等建模参数研究了土壤镉含量及性质对实测稻米镉含量与预测值之间线性拟合的影响。MSM模型所得的预测结果与实测值之间呈显着性正相关关系,并进一步对比不同参数架构模型的预测性能差异,得到最佳模型的参数为:0.01 mol/L Ca2+作为共存阳离子含量,匹配0.03 mol/L的固定离子强度,不进行p H调节。对比不同模型的预测性能,拟合系数大小依次为:MSM>DTPA>EDTA>总镉。上述研究结果表明,基于水稻成熟期DTPA提取态镉含量数据构建的多元回归经验模型预测效果较佳,但存在针对时期单一、精准度不够的局限性,相比于经验模型,MSM模型对土壤-水稻系统镉生物有效性具有更高的解释度,是评估预测土壤-水稻系统中稻米镉含量的最佳模型,可为我国土壤镉污染的风险评估及稻米安全生产提供一定的理论基础。
张晓峰[8]（2020）在《土壤—水稻系统中砷和锑的迁移转化机制及过程调控》文中进行了进一步梳理矿石的开采冶炼活动中往往伴随大量含重金属（类金属）的工业“三废”产生,它们随地表径流和大气飘尘等途径进入周边水体,并沉积于耕地中,最终为农作物所吸收积累,危害群众的健康与安全。世界最大的锑矿（锡矿山）由于长年的矿山活动导致了周边稻田中严重的As/Sb污染,稻米中As/Sb积累量过高已经威胁到了当地的粮食安全,亟待高效的土壤修复方案。然而,传统的碱性修复策略并不适应于以阴离子存在的As/Sb污染。因而,深入探究As/Sb在稻田土壤环境中的生物地球化学行为,并以此研发出能同步钝化土壤中As和Sb污染的修复策略,十分必要。为此,研究中1)通过水稻全生育期盆栽实验,比较性地考察了As和Sb在土壤-稻田体系中迁移、转化与积累的动态变化过程与影响因素。实验结果表明,土壤含铁矿物是同时抑制As/Sb移动性的关键,As/Sb都会随着淹水环境中Fe（Ⅲ）矿物的还原溶解而逐渐暴露,并提高其生物有效性;且As和Sb具有相近的氧化还原电位,因而在缺氧土壤中它们将被功能微生物同步生化还原。不同的是,As（V）还原成As（Ⅲ）后更难以被土壤铁氧矿物所固定,而Sb（V）还原成Sb（Ⅲ）后更易于被固定;因此,溶解态As的浓度持续升高,而溶解态Sb则是先上升后下降。此外,在偏碱性条件下中,硫化物对Sb存在强固定作用而对As作用不大。由此可见,As和Sb在稻田土壤中的生物地球化学行为既表现出相似性又表现出明显的差异,这是修复As/Sb共污染稻田所需要考虑的内在因素。2)鉴于土壤环境中铁矿物是钝化As/Sb有效性的关键因素,因而加入含铁修复剂被认为是修复As/Sb污染土壤的有效方法。为了筛选适合的铁修复剂,通过水稻盆栽实验考察了铁的三种主要形态,零价铁（ZVI）、亚铁（Fe（Ⅱ））和三价铁（Fe（Ⅲ））,对稻田土壤中As/Sb的调控效果与过程。结果表明,在水稻全生育期内三种铁均降低了As/Sb的生物有效性,且对As钝化能力依次为Fe（Ⅱ）≈（接近于）Fe（Ⅲ）>ZVI,而对Sb钝化能力依次为Fe（Ⅱ）>Fe（Ⅲ）>ZVI。究其机理可知,尽管这三种铁都能在土壤中迅速转化为含铁矿物,但Fe（Ⅱ）的移动性强于Fe（Ⅲ）远强于ZVI;铁的迁移性越强则越有利于形成高度分散的铁矿物,也越有利于根表铁膜的形成。Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）能降低土壤p H,ZVI反而使之提高p H。相较于Fe（Ⅲ）,Fe（Ⅱ）促进铁硫化物与Sb（Ⅲ）的形成,能进一步其提升其钝化Sb的能力;而Fe（Ⅱ）会导致比Fe（Ⅲ）更高的As（Ⅲ）含量,最终造成与Fe（Ⅲ）接近的As钝化效果。本研究结果这可为不同形态含铁修复剂在As/Sb污染土壤中的应用与优选提供理论基础。3)考虑到零价铁粉（ZVI）廉价、来源广泛、毒性小但是钝化能力欠缺等特点,选用了广泛施用的土壤修复剂生物炭（BC）与之组合,以促进铁矿物的形成与分散,并提高ZVI+BC组合整体对As/Sb的钝化能力。结果表明,ZVI和ZVI+BC组合均能同步钝化As/Sb,而BC仅能明显钝化Sb的含量而对As的作用不显着。ZVI+BC组合对稻米中As/Sb的下降量要大于单一的ZVI和BC所引起下降量之和,这说明ZVI+BC组合在修复As/Sb复合污染土壤时具有协同效应。究其机制发现,在ZVI与BC组合施用时,不但可以协同促进土壤中对As/Sb污染物具有强钝化作用的铁矿物的形成与分散,还能协同促使土壤硫化物、根表铁膜与Sb（Ⅲ）的生成。总而言之,ZVI+BC组合对稻田土壤中As/Sb的钝化都具有协同效应,这将为实现中轻度As/Sb污染稻田的安全利用提供修复的新策略。4)为了进一步提高Fe（Ⅱ）的钝化能力并降低其溶解流失,选用了常见的氮肥硝酸盐（NO3-）与之组合,以此考察NO3-或/和Fe（Ⅱ）调控稻田土壤中As/Sb生物有效性的效果与过程。结果表明,NO3-或/和Fe（Ⅱ）都能显同时着降低稻米中As和Sb的含量达到同步钝化的效果,且Fe（Ⅱ）+NO3-组合的效果最强。Fe（Ⅱ）+NO3-组合对土壤中As的钝化表现出同效应;但对于Sb,该组合没有表现出协同钝化效应,而是有Fe（Ⅱ）和NO3-部分作用的叠加。究其机制可知,Fe（Ⅱ）+NO3-组合能增加土壤的铁氧矿物,并诱导As（Ⅲ）的氧化,因而对稻田土壤中As的钝化具有协同性。尽管Fe（Ⅱ）+NO3-组合能有利于铁矿物的形成与保持,也会诱导微生物的硝酸盐还原耦合Sb（Ⅲ）/硫化物氧化,对Sb的固定产生不利影响,从而导致该组合对Sb钝化不表现出协同效应。总之,Fe（Ⅱ）和NO3-组合后能取得比单一Fe（Ⅱ）或NO3-处理都高的As/Sb钝化效果,这可为As/Sb污染稻田的综合治理提供新思路,也是一种很有前景的修复策略。
唐琳[9]（2020）在《基于机器学习的土壤-水稻系统重金属污染分析与风险评估研究》文中研究表明
郑涵[10]（2020）在《稻田土壤中Cd形态与有效性主要影响因子与调控关键技术》文中认为随着农田土壤镉（Cd）污染的不断加剧及稻田系统中水稻对Cd富集的特殊性,稻米Cd超标率近年来呈不断增加趋势,Cd污染已成为影响我国水稻生产和提高稻米质量的主要限制因子之一。水稻从土壤中吸收的Cd含量与土壤Cd总量并不一定相关,而往往与有效态Cd含量显着相关。土壤中重金属（Cd）的生物有效性主要取决于其化学形态。进入土壤中的Cd通过吸附-解吸、络合-沉淀、氧化-还原反应及土壤微生物作用后,以不同形态存在于土壤介质中,影响土壤中Cd形态分配与有效性因子主要包括土壤pH、Eh、有机质含量及胶体种类与数量等。稻田土壤（水稻土）是受人为因素干扰下的水旱交替作用形成的特殊土壤类型,由于受频繁的淹水（还原）和落干（氧化）等干-湿交替过程、水稻根系泌氧及施肥等生产活动的影响,水稻土的pH和Eh值经常处于非稳定状态,非稳态pH和Eh又驱使稻田土壤发生的一系列物理/化学作用,如铁（锰）氧化物的沉淀/还原水解、有机质合成/分解、复盐基与盐基淋溶及氧化/还原反应等,这些反应造成了水稻土中复杂的Cd形态与有效性转化过程。目前,国内外针对稻田土壤中Eh或pH单一变化条件下重金属的形态、有效性变化的研究比较多,然而针对稻田土壤非稳态pe+pH条件下,S形态转化驱动的机制、影响因子及其对Cd形态与有效性的影响还缺乏系统、深入的。本研究围绕非稳态pe+pH条件下Cd污染稻田土壤,从土壤酸化和土壤S形态转化驱动机制对稻田土壤Cd有效态以及水稻Cd吸收影响的角度,并结合XRD、SEM-EDS以及NMT原位检测技术等,对稻田土壤中Cd形态转化与影响因子等进行了较深入的研究。同时,结合水稻籽粒降Cd率及土壤Cd形态变化等对Cd污染稻田土壤的修复效果进行了评价,以期为我国稻田Cd污染的防控提供参考。取得主要结论如下:（1）通过盆栽实验,模拟了工业废水（硫酸酸化,AP1）、人工酸雨（AP2）和长期施肥（AP3）3种不同土壤酸化,研究了不同酸化方式对水稻土中Cd形态与有效性变化机制。结果表明,土壤酸化会直接或间接地提高稻田土壤中Cd的有效性和可提取性,同时会提高水稻对Cd的吸收。且不同酸化方式对不同稻田土壤Cd的生物利用度影响不同。在两种土壤中AP3处理下水稻中Cd含量增幅最大,土壤S1中AP3水稻茎叶和根Cd含量增加到6.04 mg·kg-1和12.85 mg·kg-1,土壤S2中AP3水稻茎叶和根Cd含量增加到7.93 mg·kg-1和18.86 mg·kg-1。3种土壤酸化对土壤有效Cd和水稻Cd吸收增加的影响程度均为模拟长期施肥酸化>模拟人工酸雨酸化>模拟废水灌溉土壤酸化（硫酸酸化）。（2）模拟了工业废水（硫酸酸化,AP1）、人工酸雨（AP2）和长期施肥（AP3）3种不同土壤酸化。通过水培实验,结合NMT原位检测技术,研究了不同酸化方式对水稻Cd吸收、转运以及土壤Cd有效性的影响。结果表明,水稻组织Cd积累和水稻根系Cd2+平均流速均与土壤pH呈负相关。当将土壤S1的pH值降低0.20和0.45个单位时,水稻根系距根尖200μm处和500μm处的Cd2+流量顺序均为模拟长期施肥酸化>模拟人工酸雨酸化>模拟废水灌溉土壤酸化（硫酸酸化）。（3）外源添加0、150 mg·kg-1、300 mg·kg-1以及600 mg·kg-1的S（硫磺）通过水稻全生育期盆栽实验,研究了不同S含量对土壤Cd有效性和不同生育期水稻Cd吸收的影响。结果分析发现,与无S添加的处理相比,150 mg·kg-1、300 mg·kg-1及600 mg·kg-1S添加处理中的土壤DTPA-Cd占土壤全Cd的百分比分别降低2.6%、6.9%和4.1%。不同浓度S处理对水稻Cd吸收的降低程度顺序为外源添加300 mg·kg-1>外源添加600 mg·kg-1>外源添加150 mg·kg-1>无外源添加S。不同浓度S对土壤有效Cd和水稻Cd积累的降低程度随S浓度的增加先加强后降低。并且,不同生育期对水稻Cd积累的贡献率顺序为分蘖期>抽穗期>成熟期。因此,针对水稻分蘖期采取施S控制重金属Cd有效性及活性的措施对降低水稻Cd积累意义重大。（4）在外源添加300 mg·kg-1S以及外源添加0 mg·kg-1和2.4 mg·kg-1 Cd条件下进行了土壤70%MWHC处理、淹水处理（水面高于土表1-2 cm）以及厌氧淹水处理。通过土壤培养实验,研究了不同水分管理及不同供氧条件下的土壤中pe+pH值的变化情况。探讨了在非稳态的pe+pH条件下,水稻土壤中S及Cd形态转化的耦合关系。结果表明,不同处理下土壤pe+pH值为厌氧淹水处理（AF）>淹水处理（WF）>70%MWHC处理（DT）。与DT处理相比,WF与AF处理下土壤有效Cd占全Cd的分数分别降低9.34%和14.20%,土壤中有效Cd浓度会随着土壤pe+pH值的降低而下降。外源添加Cd条件下,与DT-Cd处理相比,WF-Cd与AF-Cd处理下土壤有效S占比分别增加12.23%和31.46%,土壤有效S随土壤pe+pH值的降低而增加。此外,土壤有效Cd和土壤中的有效S含量呈显着负相关。因此,降低土壤pe+pH值能够有效地降低Cd在土壤中的有效性。（5）通过水稻全生育期盆栽实验,采用两种施用量的S(0和300 mg·kg-1)以及连续干燥（CD）、交替干-湿循环（DW）和连续淹水（CF）3种水分处理方式,研究了不同土壤pe+pH、不同S浓度条件对水稻体内巯基生物合成、Cd积累的影响。结果表明,淹水处理比好氧处理更能有效地降低土壤的pe+pH、Cd有效性以及Cd在水稻组织中的累积。土壤pe+pH值的降低和水稻根中植物螯合肽（PCs）、谷胱甘肽（GSH）的生物合成作用的增强是S诱导水稻Cd吸收和转运减少的主要原因。利用能谱扫描电镜（SEM-EDS）观察到,外源施S土壤处理的水稻根系生长状况较好。通过能谱透射电镜（TEM-EDS）分析表明,添加S和淹水处理可促进水稻根系表面铁膜形成进而提高了水稻组织中Fe的浓度。而在不添加S的干燥处理中,根表皮部分解体。（6）基于原位钝化技术研究了3种钝化剂对Cd污染稻田土壤的修复效果的影响,针对修复边际效率的污染农田修复评价进行了研究。结果表明,不同钝化剂对2种不同Cd敏感性水稻籽粒Cd消减率为41.6%～65.3%,对XS09的籽粒Cd消减率略高于JH212,在酸性红壤的钝化效果高于水稻土;不同钝化剂对水稻籽粒Cd消减效果依次为黏土矿物钝化剂（AT）>腐殖质钝化剂（WG）≈岩基钝化剂（FS）。不同钝化剂对Cd污染红壤与水稻土的修复边际效率为9.10%～15.4%,综合籽粒Cd消减率与修复边际效率2个指标进行考虑,不同钝化剂对Cd污染土壤的修复效果顺序为黏土矿物钝化剂（AT）>腐殖质钝化剂（WG）>岩基钝化剂（FS）。此外,不同钝化剂在盆栽试验条件下的修复效果略高于田间试验的效果,但差异不显着（P<0.05）。
二、重金属在土壤——水稻系统中的迁移转化规律研究（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、重金属在土壤——水稻系统中的迁移转化规律研究（论文提纲范文）
（1）土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 土壤重金属铅污染现状 |
| 1.1.1 铅的来源与危害 |
| 1.1.2 农田铅污染现状 |
| 1.2 土壤-作物系统中铅的生物有效性 |
| 1.2.1 铅等重金属生物有效性的表征方法 |
| 1.2.2 影响铅生物有效性的因素 |
| 1.2.3 铅等重金属生物有效性的评估模型 |
| 1.3 含磷材料在铅污染农田土壤修复中的应用 |
| 1.3.1 传统含磷材料修复 |
| 1.3.2 改性含磷材料修复 |
| 1.3.3 含磷材料-生物联合修复 |
| 1.4 解磷微生物在土壤-作物系统中的功能与应用 |
| 1.4.1 土壤解磷微生物分类 |
| 1.4.2 解磷微生物主要解磷机制 |
| 1.4.3 解磷微生物对农田重金属生物有效性的影响 |
| 1.5 立题依据、研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2.不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 盆栽实验设计 |
| 2.2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.3 数据统计 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 全生育期土壤溶液p H变化趋势 |
| 2.3.2 不同类型土壤中铅有效性差异 |
| 2.3.3 水稻各组织对铅吸收累积特性 |
| 2.3.4 水稻铅累积与土壤理化性质相关关系 |
| 2.3.5 不同类型土壤理化性质之间相关关系 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 稻田土壤铅形态转化特征 |
| 2.4.2 影响水稻铅吸收累积的主控因子 |
| 2.5 小结 |
| 3.土壤-水稻系统中铅生物有效性预测模型 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集与处理 |
| 3.2.2 样品测定与分析 |
| 3.2.3 建模与数据统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 基于水稻根部铅富集的回归预测模型 |
| 3.3.2 基于水稻籽粒铅累积的回归预测模型 |
| 3.3.3 基于盆栽和大田样品的模型验证 |
| 3.3.4 稻田土壤铅安全阈值推导 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 影响模型预测效果的因素 |
| 3.4.2 模型推广与适用条件 |
| 3.5 小结 |
| 4.施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土壤培养实验设计 |
| 4.2.2 样品采集与测定 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤p H和Eh变化趋势 |
| 4.3.2 不同类型土壤中各提取态铅含量差异 |
| 4.3.3 土壤液相共存金属离子含量变化规律 |
| 4.3.4 土壤固相颗粒形貌与官能团特征 |
| 4.3.5 土壤胶体中元素分布及铅形态特征 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 施磷对土壤不同提取态铅含量变化的影响 |
| 4.4.2 施磷和淹水-落干对土壤胶体形成的影响 |
| 4.4.3 施磷对土壤胶体络合铅的影响 |
| 4.5 小结 |
| 5.耐铅真菌草酸青霉SL2 对水稻铅累积的调控机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤及菌株 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品采集与分析 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤和水稻基本理化性质变化规律 |
| 5.3.2 不同处理下土壤中各提取态铅含量差异 |
| 5.3.3 不同处理下水稻对铅吸收累积特征 |
| 5.3.4 不同生育期SL2 的土壤解磷效应 |
| 5.3.5 不同处理下根表胶膜形成及铅富集情况 |
| 5.3.6 水稻籽粒铅累积与各项指标间相关关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 SL2 和淹水-落干对稻田土壤铅形态转化的影响 |
| 5.4.2 SL2 降低水稻籽粒铅累积的主要作用途径 |
| 5.5 小结 |
| 6.草酸青霉SL2 对稻田土壤真菌多样性的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试土壤 |
| 6.2.2 测序样品处理 |
| 6.2.3 统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 不同生育期下土壤中真菌物种群落组成差异 |
| 6.3.2 不同处理下土壤中真菌种群相对丰度变化趋势 |
| 6.3.3 环境因子对土壤真菌种群多样性的影响 |
| 6.3.4 不同处理下土壤功能基因丰度及代谢通路变化 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 SL2 施加和淹水-落干对稻田土壤真菌群落结构的影响 |
| 6.4.2 SL2 影响稻田土壤真菌种群丰度的主要作用途径 |
| 6.5 小结 |
| 7.研究结论、创新点及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律 |
| 7.1.2 土壤-水稻系统中铅生物有效性预测模型 |
| 7.1.3 施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制 |
| 7.1.4 解磷微生物草酸青霉SL2 对水稻铅累积的调控机制 |
| 7.1.5 草酸青霉SL2 对稻田土壤真菌多样性的影响 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 攻读博士期间主要成果 |
（2）区域土壤和水稻镉含量相关分析与估测研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤-水稻重金属含量相关性研究 |
| 1.2.2 土壤-水稻系统水稻镉含量影响因子研究 |
| 1.2.3 土壤-水稻系统水稻镉含量估测研究 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集与测试 |
| 2.3 协变量数据 |
| 2.3.1 土壤基本性质 |
| 2.3.2 周边环境变量数据 |
| 3 土壤-水稻镉含量统计分析与相关性研究 |
| 3.1 原理与方法 |
| 3.1.1 土壤-水稻重金属含量基本描述分析 |
| 3.1.2 土壤-水稻重金属含量相关性分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 土壤-水稻镉含量描述分析结果 |
| 3.2.2 土壤-水稻镉含量相关性文献统计结果 |
| 3.2.3 土壤-水稻镉含量相关性分析结果 |
| 3.3 小结 |
| 4 水稻镉含量主控因子分析 |
| 4.1 原理与方法 |
| 4.1.1 多元评价指标体系 |
| 4.1.2 非线性主成分分析 |
| 4.1.3 交互作用探测器 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 多元评价指标体系构建 |
| 4.2.2 不同区域主控因子分析 |
| 4.2.3 交互作用探测结果 |
| 4.3 小结 |
| 5 水稻镉含量估测模型探究 |
| 5.1 原理与方法 |
| 5.1.1 基于bagging的数据集选择 |
| 5.1.2 神经网络模型 |
| 5.1.3 空间回归模型 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 神经网络模型分析 |
| 5.2.2 空间回归模型分析 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新与特色 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（3）外源氯对土壤-水稻系统Cd迁移转化的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 农用化学品概况 |
| 1.2 陪伴离子对土壤重金属Cd的影响 |
| 1.3 稻田镉污染的现状及危害 |
| 1.3.1 稻田镉污染的现状 |
| 1.3.2 稻田镉污染的危害 |
| 1.4 土壤中氯离子概况 |
| 1.4.1 土壤中氯的来源 |
| 1.4.2 土壤中氯的含量与分布 |
| 1.5 氯离子对土壤环境行为的影响 |
| 1.5.1 氯离子对土壤物理化学性质的影响 |
| 1.5.2 氯离子对土壤中离子行为的影响 |
| 1.5.3 氯离子对植物的影响 |
| 1.6 课题来源、研究目的及意义 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的及意义 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 技术路线图 |
| 2 外源氯对Cd吸附特性的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器与试剂 |
| 2.1.3 试验设计 |
| 2.1.4 样品分析 |
| 2.1.5 数据统计与公式计算 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 外源氯对土壤吸附Cd的影响 |
| 2.2.2 三种母质土壤中Cd的吸附动力学特性 |
| 2.2.3 三种母质土壤中Cd的吸附等温线 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 3 外源氯对水稻吸收积累Cd的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验仪器与试剂 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.1.4 样品采集与分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 在砂培条件下氯离子对水稻生长的影响 |
| 3.2.2 氯离子对水稻吸收、转运Cd的影响 |
| 3.2.3 水稻吸收氯离子与Cd之间的相关性分析 |
| 3.3 小结 |
| 4 外源氯对土壤-水稻系统中Cd迁移转化的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验仪器与试剂 |
| 4.1.3 试验方法 |
| 4.1.4 样品采集 |
| 4.1.5 样品分析与质量控制 |
| 4.1.6 数据统计 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 氯离子对水稻生长性状的影响 |
| 4.2.2 氯离子对水稻不同生育期各部位Cd含量的影响 |
| 4.2.3 氯离子对水稻吸收积累Cd的影响 |
| 4.2.4 氯离子对土壤溶液中Cd的影响 |
| 4.2.5 氯离子对土壤中Cd形态分布的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论、创新点与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术成果 |
| 攻读硕士学位期间获得的奖励 |
| 致谢 |
（4）持续淹水下外源有机物料对酸性土壤水稻镉积累的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国耕地重金属镉污染及水稻镉积累现状 |
| 1.1.2 镉污染的原因及危害 |
| 1.1.3 我国土壤酸化现状及危害 |
| 1.1.4 降低水稻镉积累的主要防控措施 |
| 1.2 水分管理对水稻生长及镉积累的影响 |
| 1.2.1 水分管理对水稻生长的影响 |
| 1.2.2 水分管理对水稻镉积累的影响 |
| 1.3 有机物料在农业生产中的应用 |
| 1.3.1 有机物料的利用现状 |
| 1.3.2 有机物料对水稻生长的影响 |
| 1.3.3 有机物料对水稻镉积累的影响 |
| 1.4 研究意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 持续淹水下外源有机物料对低有机质酸性土壤水稻镉积累的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 测定项目及方法 |
| 2.1.4 数据分析与质量控制 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 持续淹水下外源有机物料对土壤pH值的影响 |
| 2.2.2 持续淹水下外源有机物料对土壤Eh值的影响 |
| 2.2.3 外源有机物料对酸性土壤DTPA-Cd含量的影响 |
| 2.2.4 持续淹水下外源有机物料对水稻植株各部位镉积累的影响 |
| 2.2.5 外源有机物料对镉在土壤-水稻系统中迁移转运的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 土壤pH值对外源有机物料阻控污染土壤水稻镉积累的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定项目及方法 |
| 3.1.4 数据分析与质量控制 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 持续淹水下外源有机物料对不同pH值土壤pH值的影响 |
| 3.2.2 持续淹水下外源有机物料对不同pH值土壤Eh值的影响 |
| 3.2.3 外源有机物料对不同pH值土壤DTPA-Cd含量的影响 |
| 3.2.4 外源有机物料对不同pH值土壤水稻植株各部位镉积累的影响 |
| 3.2.5 外源有机物料对镉在不同pH值土壤-水稻系统中迁移转运的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（5）水稻土中非稳态pe+pH介导的Fe形态转化对水稻Cd吸收的影响机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤中Fe形态转化的影响因素 |
| 1.2.2 Fe对水稻Cd吸收的影响机制 |
| 1.2.3 稻田土壤中pH和Eh的变化 |
| 1.2.4 土壤pe+pH与Fe形态转化的关系 |
| 1.3 研究思路与切入点 |
| 1.4 研究内容与创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 本研究的创新点 |
| 第二章 水稻土pe+pH介导的Fe形态变化对Cd有效性的影响机制 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 土壤采集 |
| 2.2.2 盆栽实验 |
| 2.2.3 分析与测试 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 pe+pH对Fe赋存形态的影响 |
| 2.3.2 pe+pH变化对团聚体中Fe分布的影响 |
| 2.3.3 Fe形态变化对Cd形态和有效性的影响 |
| 2.3.4 相关性分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 水稻根际Fe形态转化对土壤-水稻系统中Cd迁移的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 土壤材料 |
| 3.2.2 盆栽实验 |
| 3.2.3 样品采集和检测 |
| 3.2.4 统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤pe+pH和Fe形态变化 |
| 3.3.2 土壤中Cd形态和有效性的变化 |
| 3.3.3 铁膜的形成及对Cd的固定 |
| 3.3.4 水稻组织中Cd的分布 |
| 3.3.5 相关性分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 低pe+pH条件驱动的Fe(Ⅲ)还原对水稻中Cd富集的影响机制 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 盆栽实验 |
| 4.2.2 样品采集 |
| 4.2.3 测试方法 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同生育期水稻Cd吸收的变化 |
| 4.3.2 土壤中pe+pH、Fe~(2+)含量、FeRB丰度的变化 |
| 4.3.3 Fe(Ⅲ)还原对Fe氧化物固定Cd的影响 |
| 4.3.4 铁膜的形成及其对Cd的吸附 |
| 4.3.5 FeRB介导的Fe(Ⅲ)还原与水稻Cd吸收间的关系 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 主要结论及研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（6）周丛生物膜对稻田土壤中砷迁移转化的影响及作用机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤砷污染概述 |
| 1.1.1 土壤中砷的来源 |
| 1.1.2 土壤砷污染现状 |
| 1.1.3 土壤砷形态及毒性 |
| 1.2 土壤中砷的迁移转化及其影响因素 |
| 1.2.1 影响砷迁移转化的土壤理化因子 |
| 1.2.2 微生物与砷循环 |
| 1.2.3 土壤中砷迁移转化的根际效应 |
| 1.3 稻田土壤周丛生物膜 |
| 1.3.1 周丛生物膜的组成 |
| 1.3.2 周丛生物膜的形成过程及影响因素 |
| 1.3.3 周丛生物膜的研究技术 |
| 1.4 周丛生物膜对重金属环境行为的影响 |
| 1.4.1 周丛生物膜对砷的富集与转化 |
| 1.4.2 周丛生物膜吸附、吸收砷的影响因素 |
| 1.4.3 周丛生物膜对土壤重金属迁移和生物有效性的影响 |
| 1.5 研究目标及技术路线 |
| 2 野外周丛生物膜中砷功能微生物丰度和多样性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 周丛生物膜与土壤样品的采集 |
| 2.2.2 理化性质的测定 |
| 2.2.3 DNA提取和实时荧光定量PCR |
| 2.2.4 16S rRNA基因和砷功能基因高通量测序 |
| 2.2.5 统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 周丛生物膜的理化特征与砷含量 |
| 2.3.2 周丛生物膜的微生物组成 |
| 2.3.3 周丛生物膜中砷功能基因的丰度 |
| 2.3.4 周丛生物膜中砷甲基化微生物的多样性 |
| 2.3.5 砷功能微生物多样性和群落组成的分布模式与影响因素 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 周丛生物膜组成与砷富集特征 |
| 2.4.2 周丛生物膜中砷生物转化基因的分布 |
| 2.4.3 砷甲基化微生物的多样性及影响因素 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 溶液体系中周丛生物膜对砷的富集及转化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.2.4 DNA的提取和砷功能基因高通量q PCR |
| 3.2.5 16S rRNA 基因和18S rRNA 基因高通量测序 |
| 3.2.6 统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 As(III)和As(V)对周丛生物膜生长的影响 |
| 3.3.2 溶液体系中周丛生物膜对As(III)和As(V)的富集与转化 |
| 3.3.3 胞外聚合物对周丛生物膜吸附吸收砷的影响 |
| 3.3.4 砷功能微生物的响应 |
| 3.3.5 周丛生物膜群落组成和结构的差异 |
| 3.3.6 OTUs水平的物种响应 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 周丛生物膜对砷的富集和转化的协同作用过程 |
| 3.4.2 胞外聚合物对周丛生物膜吸附吸收砷的影响 |
| 3.4.3 周丛生物膜对As(III)和As(V)的生物响应 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 周丛生物膜对土水界面砷迁移和转化的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤与实验设计 |
| 4.2.2 样品采集与分析 |
| 4.2.3 土壤DNA的提取、砷功能微生物的测定 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同处理周丛生物膜中细菌的群落结构 |
| 4.3.2 周丛生物膜对不同深度土壤中砷总量和形态的影响 |
| 4.3.3 上覆水中砷总量和形态的变化 |
| 4.3.4 土壤p H、DOC和土壤溶液中Fe的变化 |
| 4.3.5 周丛生物膜中砷形态及砷功能基因丰度 |
| 4.3.6 表层0–2 mm土壤砷功能微生物丰度的变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 周丛生物膜影响土水界面砷释放和分配的过程与机制 |
| 4.4.2 周丛生物膜对土水界面砷还原和甲基化的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 周丛生物膜对土壤-水稻系统中砷移动性和生物有效性的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤与实验设计 |
| 5.2.2 样品的采集与分析 |
| 5.2.3 砷功能基因的实时荧光定量PCR测定和测序分析 |
| 5.2.4 周丛生物膜的表征 |
| 5.2.5 统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 周丛生物膜组成及特征 |
| 5.3.2 周丛生物膜对土壤理化性质和砷迁移转化的影响 |
| 5.3.3 周丛生物膜对水稻不同部位砷积累的影响 |
| 5.3.4 土壤中砷功能微生物丰度和群落结构的变化 |
| 5.3.5 土壤细菌群落结构的变化 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 周丛生物膜对土壤中砷的富集 |
| 5.4.2 周丛生物膜对土壤中砷迁移转化的影响 |
| 5.4.3 周丛生物膜影响土壤中砷移动性和水稻吸收的作用机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 研究结论、创新点和展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.1.1 周丛生物膜中砷功能微生物的丰度和多样性 |
| 6.1.2 溶液体系中周丛生物膜对砷的富集、转化特征及作用机制 |
| 6.1.3 周丛生物膜对土水界面砷迁移和转化的影响及机制 |
| 6.1.4 周丛生物膜对土壤-水稻系统中砷移动性和生物有效性的影响及机制 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足之处及研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者个人简历 |
（7）土壤-水稻系统中镉生物有效性预测模型（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤-水稻系统中镉的生物有效性及其影响因素 |
| 1.1.1 土壤-水稻系统中镉的生物有效性 |
| 1.1.2 影响土壤-水稻体系中镉生物有效性的环境因素 |
| 1.2 土壤-水稻系统中镉的生物有效性研究方法 |
| 1.2.1 物理化学法 |
| 1.2.2 生物学评价法 |
| 1.3 土壤-水稻系统中镉的生物有效性预测模型 |
| 1.3.1 经验模型 |
| 1.3.2 机理模型 |
| 1.3.3 半机理模型 |
| 1.4 研究内容与意义 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 土壤镉有效性的动态变化特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤采集 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 数据处理与分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 土壤镉老化过程中镉有效性的动态变化 |
| 2.3.2 土壤镉老化过程的动力学方程拟合 |
| 2.3.3 土壤镉老化前后有效态含量及其变化 |
| 2.3.4 土壤镉老化过程对理化性质的响应 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 土壤-水稻系统中镉的生物有效性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试水稻预处理 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 数据处理与分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 土壤-水稻系统水稻生长期内土壤溶液中镉的变化特征 |
| 3.3.2 土壤-水稻系统中不同生育期镉积累的变化 |
| 3.3.3 土壤-水稻系统镉在水稻不同部位的积累特征 |
| 3.3.4 土壤水稻系统中镉的生物有效性评价 |
| 3.3.5 土壤水稻系统中镉的富集和转运 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 土壤-水稻系统中镉的生物有效性模型构建与验证 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 试验数据 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 建模方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 构建回归经验模型预测稻米镉的生物有效性 |
| 4.3.2 回归经验模型的大田数据和文献数据验证 |
| 4.3.3 MSM模型对CaCl_2提取镉浓度结果的预测评估 |
| 4.3.4 构建MSM模型预测稻米镉的生物有效性 |
| 4.3.5 MSM模型中土壤固相表面镉的形态分布 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）土壤—水稻系统中砷和锑的迁移转化机制及过程调控（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1 章 引言 |
| 1.1 砷/锑的元素性质、赋存形式与毒性 |
| 1.2 锡矿山周边区域砷/锑复合污染简介 |
| 1.3 砷和锑在土壤环境中的地球化学行为 |
| 1.3.1 砷和锑在土壤环境中地球化学行为的非生物过程 |
| 1.3.2 砷和锑在土壤环境中微生物介导的地球化学行为 |
| 1.4 本研究的目的、意义与研究内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容与实验设计 |
| 第2章 水稻全生育期内砷和锑的迁移转化与富集行为 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 参试土壤采集与表征 |
| 2.2.2 盆栽实验 |
| 2.2.3 孔隙水、土壤和水稻植株样品的元素测试方法 |
| 2.2.4 土壤中功能微生物的分析方法 |
| 2.2.5 数据处理和统计分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 水稻在不同生育期砷和锑的积累 |
| 2.3.2 孔隙水中pH/ORP和水溶性铁、砷、锑的变化趋势 |
| 2.3.3 根际土中不同提取态砷和锑的变化趋势 |
| 2.3.4 根际土中生源要素铁和硫的变化趋势 |
| 2.3.5 根际土中功能微生物丰度/群落组成的变化趋势 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.4.1 砷的迁移转化行为及影响因素 |
| 2.4.2 锑的迁移转化行为及影响因素 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3 章 零价铁与铁盐调控土壤-水稻系统中砷和锑迁移转化机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 盆栽实验 |
| 3.2.2 样品的理化测试方法 |
| 3.2.3 土壤中功能微生物的分析方法 |
| 3.2.4 数据处理和统计分析 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 ZVI、Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)调控下水稻植物样品中砷和锑的积累特征 |
| 3.3.2 ZVI、Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)调控下孔隙水中溶解态砷和锑变化趋势 |
| 3.3.3 ZVI、Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)调控下土壤提取态砷和锑变化趋势 |
| 3.3.4 ZVI、Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)调控下土壤性质pH/ORP变化趋势 |
| 3.3.5 ZVI、Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)调控下土壤中铁和硫的变化趋势 |
| 3.3.6 ZVI、Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)调控下功能微生物丰度/群落结构特征 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.4.1 ZVI调控水稻土中砷和锑的迁移转化过程 |
| 3.4.2 Fe(Ⅱ)调控水稻土中砷和锑的迁移转化过程 |
| 3.4.3 Fe(Ⅲ)调控水稻土中砷和锑的迁移转化过程 |
| 3.4.4 三种形态铁调控As(Ⅲ)/Sb(Ⅲ)氧化微生物特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4 章 零价铁与生物质炭调控土壤-水稻系统中砷和锑迁移转化的协同机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 盆栽实验 |
| 4.2.2 样品保存与测试方法 |
| 4.2.3 土壤中功能微生物的分析方法 |
| 4.2.4 数据处理和统计分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 制备的生物质炭材料的表征结果 |
| 4.3.2 ZVI或/和BC调控下水稻植物样品中砷和锑的积累特征 |
| 4.3.3 ZVI或/和BC调控下孔隙水中溶解态砷和锑的变化趋势 |
| 4.3.4 ZVI或/和BC调控下不同土壤提取态砷和锑的变化趋势 |
| 4.3.5 ZVI或/和BC调控下土壤性质pH/ORP的变化趋势 |
| 4.3.6 ZVI或/和BC调控下土壤中铁和硫的变化趋势 |
| 4.4 分析讨论 |
| 4.4.1 ZVI调控土壤砷和锑的迁移转化机制简述 |
| 4.4.2 BC调控土壤砷和锑的迁移转化机制 |
| 4.4.3 ZVI+ BC组合调控土壤砷和锑的迁移转化机制 |
| 4.4.4 ZVI或/和BC调控As(V)/Sb(V)-还原微生物特征 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5 章 Fe(Ⅱ)与硝酸盐调控土壤-水稻系统中砷和锑的迁移转化机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 盆栽实验 |
| 5.2.2 样品的保存与测试方法 |
| 5.2.3 土壤中功能微生物的分析方法 |
| 5.2.4 数据处理和统计分析 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 Fe(Ⅱ)或/和NO_3~-调控下水稻植物中砷和锑积累的特征 |
| 5.3.2 Fe(Ⅱ)或/和NO_3~-调控下孔隙水中溶解态硝态氮、砷和锑的趋势 |
| 5.3.3 Fe(Ⅱ)或/和NO_3~-调控下不同土壤提取态砷和锑的变化趋势 |
| 5.3.4 Fe(Ⅱ)或/和NO_3~-调控下土壤性质pH/ORP的变化趋势 |
| 5.3.5 Fe(Ⅱ)或/和NO_3~-影响土壤中铁和硫的变化趋势 |
| 5.3.6 Fe(Ⅱ)或/和NO_3~-调控下土壤功能微生物丰度/群落结构特征 |
| 5.4 分析与讨论 |
| 5.4.1 Fe(Ⅱ)调控土壤中砷和锑的迁移转化机制简述 |
| 5.4.2 NO_3~-调控土壤中砷和锑的迁移转化机制 |
| 5.4.3 Fe(Ⅱ) +NO_3~-组合调控土壤中砷和锑的迁移转化机制 |
| 5.4.4 Fe(Ⅱ)或/和NO_3~-调控As(Ⅲ)/Sb(Ⅲ)氧化微生物的结构特征 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6 章 主要结论、创新之处和展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 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 |
（10）稻田土壤中Cd形态与有效性主要影响因子与调控关键技术（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国农田Cd污染防控的研究背景 |
| 1.2 稻田Cd污染防治的现状 |
| 1.2.1 我国稻田Cd污染防治研究现状 |
| 1.2.2 稻田系统中Cd的形态转化特点与影响因子 |
| 1.2.3 土壤酸化对稻田土壤中Cd的影响 |
| 1.2.4 稻田Cd污染防治主要措施 |
| 1.3 选题依据和研究内容 |
| 1.3.1 选题目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 第二章 土壤酸化对稻田土壤中Cd形态及有效性的影响 |
| 引言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 水稻的选取与培养 |
| 2.1.2 供试土壤 |
| 2.1.3 土壤酸化 |
| 2.1.4 试验设计 |
| 2.1.5 测定项目与方法 |
| 2.1.6 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同土壤酸化对土壤中Cd形态的影响 |
| 2.2.2 不同土壤酸化对水稻Cd吸收的影响 |
| 2.2.3 不同土壤酸化降低相同pH单位对水稻Cd吸收的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 基于非损伤微测技术测定不同酸化土壤中水稻根部Cd吸收及转运机制 |
| 引言 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 水稻的选取与培养 |
| 3.1.2 土壤酸化 |
| 3.1.3 提取土壤溶液 |
| 3.1.4 试验设计 |
| 3.1.5 测定项目与方法 |
| 3.1.6 统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同土壤酸化对土壤Cd有效性的影响 |
| 3.2.2 不同土壤酸化对水稻Cd积累的影响 |
| 3.2.3 不同处理降低相同pH单位对水稻Cd吸收的影响 |
| 3.2.4 水稻根部Cd~(2+)流速 |
| 3.2.5 不同土壤酸化对水稻根部Cd~(2+)流速的影响 |
| 3.2.6 相关性分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 土壤中硫(S)对不同生育期水稻Cd吸收及转运的影响 |
| 引言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试作物 |
| 4.1.2 供试土壤 |
| 4.1.3 试验设计 |
| 4.1.4 测定项目与方法 |
| 4.1.5 统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同浓度S对土壤中Cd形态的影响 |
| 4.2.2 不同浓度S对不同生育期水稻Cd累积的影响 |
| 4.2.3 水稻中非蛋白硫醇类化合物(NPT、GSH、PCs)和总S含量 |
| 4.2.4 土壤不同S含量对水稻根表的元素分布的影响 |
| 4.2.5 土壤Cd、S与水稻根、成熟期水稻籽粒的关系 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 不同浓度S对土壤Cd形态的影响 |
| 4.3.2 土壤S和Cd对不同生育期水稻的影响 |
| 4.3.3 土壤S对水稻Cd积累的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 非稳态pe+pH土壤中S的形态变化对Cd有效性的影响 |
| 引言 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试土壤 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 测定项目与方法 |
| 5.1.4 统计分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 不同处理对土壤pe+pH和Cd形态的影响 |
| 5.2.2 不同Cd含量对土壤中S形态的影响 |
| 5.2.3 非稳态pe+pH对土壤中S有效性的影响 |
| 5.2.4 土壤不同pe+pH、S与Cd的相关性分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 非稳态pe+pH与 S形态变化对土壤-水稻系统中Cd有效性和迁移的影响 |
| 引言 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 供试作物 |
| 6.1.2 供试土壤 |
| 6.1.3 试验设计和样品采集 |
| 6.1.4 测定项目与方法 |
| 6.1.5 统计分析 |
| 6.2 结果分析与讨论 |
| 6.2.1 土壤pe+pH和Cd的有效性 |
| 6.2.2 水稻中Cd的累积 |
| 6.2.3 土壤S形态变化 |
| 6.2.4 水稻中非蛋白硫醇类化合物(NPT、GSH、PCs)和总S含量 |
| 6.2.5 水稻根系形态观察 |
| 6.2.6 相关性分析 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 基于土壤Cd形态变化与水稻籽粒降Cd率评价Cd污染土壤修复效果 |
| 引言 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 供试作物 |
| 7.1.2 供试土壤 |
| 7.1.3 不同钝化剂制备及性质测定 |
| 7.1.4 试验设计 |
| 7.1.5 测定项目与方法 |
| 7.1.6 统计分析 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 钝化剂对土壤pH值的影响 |
| 7.2.2 钝化剂对土壤Cd形态转化的影响 |
| 7.2.3 钝化剂对水稻籽粒Cd消减率的影响 |
| 7.2.4 不同钝化剂的修复边际效率 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 全文结论 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新之处 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
四、重金属在土壤——水稻系统中的迁移转化规律研究（论文参考文献）
- [1]土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制[D]. 徐俏. 浙江大学, 2021
- [2]区域土壤和水稻镉含量相关分析与估测研究[D]. 傅婷婷. 浙江大学, 2021
- [3]外源氯对土壤-水稻系统Cd迁移转化的影响[D]. 唐盛爽. 中南林业科技大学, 2021
- [4]持续淹水下外源有机物料对酸性土壤水稻镉积累的影响[D]. 郭岚岚. 扬州大学, 2021(08)
- [5]水稻土中非稳态pe+pH介导的Fe形态转化对水稻Cd吸收的影响机制[D]. 李杉杉. 中国农业科学院, 2021
- [6]周丛生物膜对稻田土壤中砷迁移转化的影响及作用机制[D]. 郭婷. 浙江大学, 2021
- [7]土壤-水稻系统中镉生物有效性预测模型[D]. 任璐. 浙江大学, 2020
- [8]土壤—水稻系统中砷和锑的迁移转化机制及过程调控[D]. 张晓峰. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2020(01)
- [9]基于机器学习的土壤-水稻系统重金属污染分析与风险评估研究[D]. 唐琳. 湖南农业大学, 2020
- [10]稻田土壤中Cd形态与有效性主要影响因子与调控关键技术[D]. 郑涵. 中国农业科学院, 2020