一、土壤结构改良剂的研究进展及其应用（论文文献综述）
姜月华,倪化勇,周权平,程知言,段学军,朱志敏,吴吉春,任海彦,范晨子,杨晋炜,陈超,胡建,王晓龙,姜夏烨,刘永兵,杨海,郭威,冯乃琦,魏广庆,金阳,杨辉,刘林,梅世嘉,张鸿,陈澎军,袁继海,齐秋菊,吕劲松,顾轩,刘鹏[1]（2021）在《长江经济带生态修复示范关键技术及其应用》文中研究指明围绕长江大保护,笔者近年探索形成滨海盐碱地、长江滨岸湿地、沿江化工污染场地、重金属污染场地和废弃矿山等5种类型生态修复示范关键技术,取得重要进展和应用成效:（1）探索形成南通滨海盐碱地"工程、结构、生物和农艺改良"等关键技术体系,建立了盐碱地水-盐运移环境实时动态监测体系,实现海水稻、玉米和油菜等系列农产品产业化,有效服务沿海地区盐碱地优质利用与国土空间规划。（2）提出江苏启东长江沿江湿地"生境优化、植物优选、多样性调控"综合生态修复技术,形成湿地休闲观光区、湿地生物多样性保护区和湿地尾水深度净化区等三大生态功能区,修复成果取得较好生态与社会效益。（3）创新有机污染探测技术,查明某典型化工园区地下"隐性"污染,精确圈定主要污染物深度,明确以硝基苯、苯、苯胺等为主的污染物类型,提出了污染修复深化建议,得到当地市政府、环保部门采纳建议方案,有效支撑服务有机化工废弃场地再开发。（4）研发耐镉转基因特有植物材料与高效修复功能微生物,探索形成沿江高镉土壤微生物-植物互作修复模式,为下一步微生物改良剂研制和规模化修复奠定重要基础。（5）形成云南安宁磷矿尾矿堆场生态修复和四川攀枝花钒钛磁铁矿尾矿资源化、减量化利用关键技术,有力支撑废弃矿山生态保护修复和尾矿资源化利用。
马博思[2]（2021）在《秸秆覆盖条件下不同改良剂对土壤水盐和养分运移的影响研究》文中认为
谢甜甜[3]（2021）在《建筑废弃物再生料对三种园林植物生长影响的研究》文中研究指明
刘国欢[4]（2021）在《改性生物炭对盐碱地改良及冬小麦生长特征影响的研究》文中提出生物炭是一种良好的土壤修复材料,被誉为退化土壤的“黑色黄金”,具有保水保肥,促进土壤良性结构形成的特点。将普通生物炭（BC）改性处理后用于盐碱地改良,可为农业废弃物的资源化综合利用以及提升土壤质量和促进作物生长提供新的途径。本文针对陕西卤泊滩盐碱贫瘠土壤,采用纳米改性生物炭（NBC）、酸化改性生物炭（HBC）和复合改性生物炭（HNBC）3种改性生物炭通过入渗试验和盆栽试验研究,并结合理论分析,研究改性生物炭对土壤水分入渗特性的影响,阐明改性生物炭对盐碱地土壤质量的改良效果,揭示改性生物炭对冬小麦的生理耐盐性的影响机制。主要研究结果如下:（1）改性生物炭具有更巨大的比表面积和微孔体积,使其吸附能力增强。一维土柱入渗试验表明改性生物炭较BC降低盐碱土入渗能力,其中HNBC对土壤入渗能力降低作用最大。但HBC增加生物炭中C、H和O元素含量,O/C值和（O+N）/C值增大,增强生物炭的亲水性,提高了同一入渗时间内土壤累积入渗量,增强了土壤持水能力。（2）盆栽实验结果表明改性生物炭的添加有效增强土壤保水能力,显着降低土壤可溶性盐含量,改善土壤团粒结构。其中0-50 cm 土层的土壤水溶性钠离子含量降低程度在1.63%-52.26%之间。HBC改善土壤肥力的能力最强,较CK增加土壤有机质含量1.33-3.28倍、铵态氮含量1.10-22.74倍和全氮含量1.18-2.32倍,降低土壤硝态氮含量43.77%-95.60%、速效磷含量8.88%-99.17%和速效钾含量 8.88%-83.68%。（3）Shannon指数和Simpson指数显示添加改性生物炭提高了盐碱地土壤细菌多样性和均匀度。改性生物炭显着提高变形菌门的相对丰度,并降低盐单胞菌属的相对丰度。其中HBC还提高了放线菌门、酸杆菌门、鞘氨醇单胞菌属和芽孢杆菌属等的相对丰度,促进了土壤养分循环。HBC提高氨基酸代谢、碳水化合物代谢和脂质代谢等功能基因,使土壤细菌代谢活力增强。（4）酸化改性生物炭的施用使冬小麦叶面积和叶绿素含量较CK分别提高76.27%和15.16%,光合作用增强,使冬小麦的株高和地上部干物质重分别增加1.35%-25.80%和8.97%-31.01%,对冬小麦生长有一定的促进作用。改性生物炭作用下冬小麦吸钾泌钠能力增强,冬小麦全钾含量提高14.51%-27.55%,全钠含量降低23.09%-43.74%。HBC增加了叶片中氨基酸及其衍生物、酚酸类、黄酮和有机酸含量,加强氨基酸的生物合成、精氨酸和脯氨酸代谢等途径,缓解冬小麦渗透胁迫,增强了冬小麦耐盐性。综上,酸化改性生物炭对盐碱地的改良效果最佳,促进了盐胁迫下冬小麦的生长和代谢。
张兆鑫[5]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中提出为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
王泽祥[6]（2021）在《不同组分腐植酸对土壤水分运动和理化性质的影响》文中认为胡敏酸、富里酸作为土壤腐殖质的重要组成,由于在自身分子结构组成上存在着巨大差异,作为土壤有机质的主要成分,对土壤性质然而起到不尽相似的作用。本文将胡敏酸、富里酸应用于陕西省长武县黑垆土,通过开展一维垂直入渗、土壤水分常数、土壤培养等试验,结合数学模型分析其对土壤水分运动、持水特性、土壤基本性状、有效养分、表面电化学性质等造成的影响。探索了胡敏酸、富里酸对土-水间物理化学特性,定性地阐明,为进一步开展细化量化分析胡、富之间的差异奠定基础。主要研究成果如下:（1）胡敏酸比富里酸更加良好地促进降低容重,土壤容重与土壤腐植酸含量呈显着负相关（P<0.05）。富里酸处理组之间对土壤水稳性大团聚体的影响更为显着,随着土壤两种腐植酸水平的提高,均能够增大大团聚体减少微团聚体含量。5%含量水平富里酸对土壤水稳性大团聚体的改良效果更加良好,显着降低土壤的分形维数。不同组分腐植酸能够提高土壤水分常数而言,HA与FA处理之间的差异不显着（P>0.05）。适度的土壤胡敏酸含量能提高土壤水分下渗速率。而土壤富里酸含量水平的提高增加了土壤的持水性能,减缓了土壤水分运动过程。经E-Horton、E-Kostiakov、E-Philip三种熵入渗模型拟合所得拟合度R2均大于0.95,拟合置信度高,均能较好地描述土壤水分入渗过程的规律。土壤水分特征曲线随腐植酸含量水平提高发生右移。对同一种类质地分类的土壤而言,随土壤有机质含量升高,土壤含水量越大,产生的滞后现象就越明显。（2）两种腐植酸都能对土壤酸碱度pH值起到遇酸调酸、遇碱调碱和稳定缓冲的功能,土壤胡敏酸含量与土壤阳离子交换量具有正相关关系,对电导率的变化不显着,能够提高土壤OC的含量。富里酸含量对pH值呈现持续下降的趋势,达到显着水平。（P<0.05）,与阳离子交换量、电导率均呈现显着正相关,对土壤有机碳作用不显着。在尿素、过磷酸钙施入土壤30天,胡敏酸在施加量2%时达到促进作用,铵态氮含量出现缓慢增大趋势,硝态氮变化幅度在3%-10%之间,出现明显增加趋势,富里酸在含量1%时就能显着提高有效磷含量,土壤铵态氮含量与土壤富里酸呈显着正相关。土壤有效磷对土壤腐植酸出现了正相关的关系。腐植酸自身有对应金属元素时,加入土壤后提高了土壤本体的水溶性盐含量。胡敏酸、富里酸都能够提高土壤表面电位、比表面积;减弱了土壤表面电荷密度和表面电场,且富里酸的作用更加显着。（3）随着试验时间推移,胡敏酸处理组间酸碱度pH出现先增大后减小趋于平稳,回归CK组pH值的变化趋势。在2%供试含量范围,土壤电导率呈现出波动上升的趋势,变化幅度不显着。富里酸处理组间,酸碱度pH值在初期快速下降,在培养后期缓慢回升且趋于平缓。电导率出现了“N”形变化趋势,阳离子交换量在培养过程中出现了相同的变化趋势,初期略微下降随后显着提高趋势且缓慢趋于平稳,在90d时高于CK组,土壤有机碳含量提高幅度在5%内,试验时间短未造成有机碳的积累。施加基肥后,铵态氮的含量在预培养的3d内快速升高,随后迅速下降至接近平缓,表明腐植酸的施入能够提高土壤铵态氮含量,且富里酸的增氮、保铵缓释效果更好。硝态氮的含量持续增加。富里酸较胡敏酸的作用效果更显着（P<0.05）。有效磷含量随着培养时间的延长不断升高,在培养的0-30d释放量增加迅速,在60-90d有所回落;添加胡敏酸的土壤速效磷含量呈现出“N”型走向。在培养结束后,高于初始CK水平。整体而言,土壤水溶性盐含量随时间的变化不具有规律性。不同组分腐植酸施加入土壤后,随时间的推移,土壤表面电化学性质均在一定范围内上下波动。培养时间对土壤表面电位、表面电荷密度和表面电位不具备明显的特征规律,土壤比表面积出现先增大后减小趋于平稳的变化,富里酸的作用效果更显着。
徐吉文[7]（2021）在《施地佳土壤改良剂在新疆选择中的应用》文中指出新疆地区干旱少雨、蒸发强烈的气候特点,使得土壤中可溶性盐随着水分蒸发析出,并在地表大量积累,造成了土壤盐碱化。施地佳是一种常用的土壤改良剂,通过调节土壤结构,达到降盐除碱效果,从而为农作物生长创造良好的立地条件。本文选取新疆某地一处棉花试验田,将其等分为2块,其中一块不做处理,另一块使用施地佳土壤改良剂。对比观察2块试验田中,盐分变化、棉花出苗率、花龄期和产量的差异。结果表明,使用了施地佳土壤改良剂的试验田,土壤盐分从1.38%降低至0.25%;棉花平均出苗率为86.7%,高于对照组的71.4%;棉花的花蕾、花铃数量,以及最终产量均高于对照组。由此可得,施地佳对新疆盐碱地的改良效果明显,具有推广应用价值。
刘冬冬[8]（2021）在《酸性土壤镉污染钝化剂的筛选及在白菜上的修复效果研究》文中进行了进一步梳理当前我国南方农田土壤镉污染严重且大多为轻中度污染,为给我国南方酸性镉污染农田土壤钝化修复提供理论基础和数据支持,本课题以外源镉污染土壤为研究材料,添加海泡石、膨润土、钙镁磷肥和磷矿粉进行钝化处理,挑选钝化效果较好的几种材料进行组合修复,筛选钝化率40%以上组合材料,并通过白菜盆栽试验及实际镉污染农田土壤修复实验检验修复效果,以确定钝化材料最优施用方式。获得主要研究结果如下:（1）单一钝化材料修复试验结果表明,在0.3 mg/kg镉污染土壤中各钝化材料钝化效果不显着,不建议使用钝化修复材料;在1.0 mg/kg镉污染土壤中单施海泡石（2%）和钙镁磷肥（1%）效果较好,钝化30 d时土壤p H分别升高2.01、1.66个单位,有效镉均降低50%;1.5 mg/kg镉污染土壤中单施海泡石（1.5%）、钙镁磷肥（1%）效果较好,钝化30 d时土壤p H分别升高1.66、1.68个单位,有效镉分别降低40.00%、56.67%。（2）复合钝化材料修复实验结果表明,在1.0 mg/kg镉污染土壤中海泡石（2%）、钙镁磷肥（1%）、海泡石+钙镁磷肥（2%:1%）处理,在1.5 mg/kg镉污染土壤中海泡石（1.5%）、钙镁磷肥（1%）、海泡石+膨润土（1.5%:3%）、海泡石+钙镁磷肥（1.5%:1%）、膨润土+钙镁磷肥（3%:1%）、海泡石+膨润土+钙镁磷肥（1.5%:3%:1%）处理,钝化效果较好且钝化率在40%以上,将其进行钝化材料修复效果评价。（3）小白菜盆栽实验结果表明,在添加外源镉含量为1.0 mg/kg的土壤上,施用海泡石+钙镁磷肥（2%:1%）,土壤p H提高3.27个单位,土壤有效镉降低49.44%,植物地下部镉含量降低78.82%,植物地上部镉含量降低90.95%。在添加外源镉含量为1.5mg/kg的土壤上,施用海泡石+钙镁磷肥（1.5%:1%）,土壤p H提高3.30个单位,土壤有效镉降低51.39%,植物地下部镉含量降低92.55%,植物地上部镉含量降低95.33%。海泡石和钙镁磷肥复配在钝化土壤重金属的同时也能改善南方土壤的酸性环境。（4）在原状镉污染土壤上（Cd含量为9.86 mg/kg）,海泡石+钙镁磷肥（1.5%:1%）施用效果最佳,土壤p H提高0.28个单位,土壤有效镉降低37.24%,植物地下部分镉和地上部分镉分别降低65.28%、29.94%,植物叶面积、株高、根长、根毛数、地下部分鲜重、地上部分鲜重、地下部分干重、地上部分干重较对照增加-9.63%、6.07%、21.32%、28.88%、4.05%、3.74%、2.70%、0.66%,海泡石和钙镁磷肥复配增加了植物生物量。综上,海泡石与钙镁磷肥复配施用不仅降低了土壤有效镉和植物体内镉含量,还增加了植物的生物量,促进了植物生长,且钝化效果稳定,按照比例复配后可以作为镉污染农田优选修复材料。
文吉昌[9]（2021）在《黔西南汞铊矿废弃物中典型多金属迁移转化及生态调控机制研究》文中研究指明滥木厂汞铊矿是西南岩溶山地具有代表性的多金属矿区,在矿山开采过程中排放的大量未经处理的废渣、尾矿、废石等废弃物（以下统称汞铊矿废弃物）,经过上百年的积累,混合露天堆积在矿区。汞铊矿废弃物中Tl、Hg、As和Sb等重（类）金属由于其亲硫特性,通常与硫化物共生形成Tl-As-Hg-Sb-S元素组合。在表生环境的风化淋滤过程中,汞铊矿废弃物持续的氧化产酸而形成酸化、养分贫瘠的恶劣环境,致使植被难以生存,从而形成“水土流失和暴露氧化产酸、重金属污染加剧”的恶性循环。因此,尽管采矿早已被禁止,但环境污染仍然继续发生。因而在汞铊矿废弃物堆场上开展生态修复防止水土流失和重金属污染,成为解决矿区特殊环境生态问题的关键点。且汞铊矿废弃物中的种类多、性质差异大、组成复杂且生物毒性高,开展生态修复易造成这些重金属迁移的此消彼长,这给汞铊矿废弃物堆场生态修复的原位控制带来极大困难。本文以富含Tl、Hg、As和Sb等多种典型复合金属的汞铊矿废弃物为研究对象,通过分析不同环境条件（pH值、植物凋落物、根系分泌物、氧气和Fe（Ⅲ）氧化等）对汞铊矿废弃物中Tl、Hg、As和Sb等多种典型金属释放迁移及生物毒性的影响,识别生态修复过程中对典型金属迁移转化起关键作用的生物要素与非生物要素。在此基础上分析改良剂联合先锋植物修复及植物调落物分解还原持续调控下,汞铊矿废弃物淋滤液的理化和典型金属的变化特征、汞铊矿废弃物基质的理化特征、微生物活性及多样性、产酸潜力、Zeta电位、矿物组成和铁、硫等元素组分演化等方面的变化。并进一步结合相关性分析和冗余分析,系统阐述复合改良剂-先锋植物修复及凋落物分解调控下的生态修复过程对汞铊矿废弃物中Fe及Tl、Hg、As和Sb等多种典型重（类）金属的迁移转化及其交互影响的生物地球化学过程。取得的主要研究结果如下:（1）对不同环境条件下汞铊矿废弃物浸出液的重金属分析表明,强酸性（pH=2）显着促进汞铊矿废弃物中Tl的释放,而在偏碱性条件下释放量较低。强酸性和偏碱性溶液都促进Hg和As的释放,Sb的释放量随pH值的升高而增加。Fe2（SO4）3溶液促进Tl和Hg的迁移,而FeCl3溶液则明显抑制Tl的迁移,但由于FeCl3溶液的强氧化性,将汞铊矿废弃物中可氧化态汞氧化释放。溶液中Fe3+离子的添加均能显着抑制汞铊矿废弃物中As和Sb的迁移。凋落物腐解液和根系分泌物能显着降低汞铊矿废弃物中Tl的释放,却不同程度促进了Hg、As和Sb的释放,且其浸出液的pH呈现中性环境。（2）改良剂联合先锋植物修复明显改善汞铊矿废弃物强酸性的贫瘠养分环境,增加了汞铊矿废弃物中的总微生物量和微生物的呼吸强度,同时抑制了原有的嗜酸铁氧化微生物的活性。先锋植物根系分泌的有机酸进一步增加有效磷、有效氮和有机质等养分含量,从而使根际具有比非根际更高的总微生物量和呼吸强度,以及低的嗜酸铁氧化微生物的活性。基于16S rRNA基因高通量测序分析表明,改良剂联合先锋植物修复增加了地杆菌属（Geobacter）、厌氧绳菌属（Anaerolineaceae＿uncultured）和固氮菌属等具有特殊功能的菌属。细菌群落特征与环境因子的冗余分析表明,酸性环境的改善和养分含量的增加则是细菌群落结构及多样性增加的主要原因。（3）溶解性有机质（DOM）的FTIR分析结合汞铊矿废弃物-淋滤液体系的理化特征和典型重（类）金属的迁移规律表明,改良剂联合先锋植物修复抑制了汞铊矿废弃物中羟基的解离,但是增加带C-O和P-O等基团的DOM能够络合汞、砷、锑形成可溶性配合物而增加其迁移性,但对铊没有表现出类似的作用,反而增强汞铊矿废弃物对铊的吸附性。改良剂联合先锋植物修复使汞铊矿废弃物中的Fe3+被还原为迁移性更强的Fe2+而溶出,XPS分析发现,Fe2+溶出还未改变高岭石矿物中Si与其它元素的结合方式,只是增强了汞铊矿废弃物的负电性质。这种负电性质的降低趋于吸附汞和铊等的金属阳离子以维持电中性,但不利于带负电的砷和锑的含氧阴离子吸附。相关性分析表明,吸附于汞铊矿废弃物中的As和Sb易随铁氧化矿物中Fe的还原溶出而迁移。（4）凋落物的分解明显增加汞铊矿废弃物中的微生物量、pH和养分含量,降低废弃物中嗜酸铁氧化微生物的活性,且由于嗜酸铁氧化微生物的活性较低,低添加量（1%）凋落物就能降低其活性,与高添加量凋落物的影响没有显着性差异。凋落物的分解明显增加汞铊矿废弃物中细菌群落结构的多样性。4种凋落物对汞铊矿废弃物中细菌群落结构丰富度的影响没有显着性差异,而对多样性指数的影响存在差别,门水平下的细菌群落组成与环境因子的冗余分析表明,pH和有机质是影响细菌群落结构及多样性的主要驱动因子。构树与其它3种凋落物的影响差异较大,其原因是构树对汞铊矿废弃物酸性环境和养分含量的改善最显着。（5）凋落物对汞铊矿废弃物酸性环境的改善主要与其分解形成有机氮的铵化作用和氨基酸的质子化作用有关。凋落物分解产生的硝基和亚硝基吸附到汞铊矿废弃物上,为地杆菌属（Geobacter）等铁还原微生物提供电子传递中载体,使汞铊矿废弃物中的Fe3+被还原为Fe2+而释放,增强负电性质,以致增加汞铊矿废弃物对Tl和Hg等金属阳离子的吸附性。但在强还原条件下,释放的部分汞（Ⅱ）与SO42-还原生产的S2-形成难溶的Hg S而沉淀,又降低其迁移性。凋落物分解产生的DOM促进Hg的释放,且当凋落物添加量增大时,这种作用大于汞铊矿废弃物中增强的负电性质对Hg的吸附,增加Hg的迁移性。凋落物增加汞铊矿废弃物中砷和锑迁移的主要原因有:1)凋落物分解使砷和锑随Fe（Ⅲ）还原为Fe（Ⅱ）的溶出而迁移。2)凋落物分解增强汞铊矿废弃物的负电性质,不利于对带负电的砷和锑含氧阴离子的吸附。3)凋落物分解增加的磷酸根与砷和锑存在竞争吸附。
欧彦君[10]（2021）在《粉煤灰基新型多功能土壤调理剂增产提质机理》文中认为粉煤灰是一种难处理大宗工业固体废弃物,每年新增量达2亿吨以上,亟待处理。与此同时,我国耕地面积锐减,耕地质量不断下降,粮食安全受到严重威胁。基于以上国情,前人提出了化学法活化粉煤灰制备新型土壤调理剂新思路,大田试验验证了其对农作物的显着的增产提质效果,但增产提质机理尚不清晰,急需研究并揭示。为此,本论文首先采用模拟水耕法识别调理剂中关键增产因子,阐明其交互作用,然后通过污染土壤中重金属的固化效果研究,揭示调理剂对土壤品质提升的影响规律,最后通过研究土壤理化性质变化及大田试验结果进一步从另一侧面揭示土壤调理剂增产提质机理。本论文取得如下创新性进展:（1）查明了基础营养液、调理剂以及四种典型中微量元素对小麦生长发育初期各性状的影响规律。结果显示,磷元素、钾元素以及调理剂所含中微量元素之间存在相互作用关系,Fe和Mg之间,Mg和Ca之间以及Ca和Si之间存在较强的相互影响,而Mg和Si是小麦生长的主要贡献因子,贡献率分别达到66%和 55%;（2）调理剂可以实现固化受污染土壤中重金属的作用,尤其对As和Cd效果显着。研究发现,将调理剂施加于受污染土壤中21天后,即显示出良好的固化效果,在最长研究时间九周后,较空白对照组,Cd的活性态含量可降低40.6%,As降低54.7%,而对Cr和Hg的固化效果分别为29.6%和28.5%。调理剂对重金属的固化,可以阻碍农作物从土壤中吸收重金属,进而减少粮食污染风险,最终达到提质作用;（3）土壤调理剂对于土壤的持水能力有明显的增强效果,随着土壤调理剂用量的增加,改善效果进一步增强,在添加量为100kg/亩时,土壤持水率可提高14.3%;土壤调理剂对土壤团聚体的组成、团聚度以及平均粒度均产生显着影响并能显着提高土壤水稳性团聚体的含量,两种类型土壤水稳性团聚体的含量分别可提高42.3%和20.0%,平均重量直径分别可提高106.3%和36.7%,几何平均直径可提高24.2%和14.7%;（4）大田试验结果证实粉煤灰基土壤改良剂能够稳定、连续地提高玉米产量,最高可增产52.3%,且玉米粒中重金属元素的含量没有显着变化,其质量完全符合中国和欧盟的食品安全标准;调理剂的加入使得玉米茎粗和茎抗倒伏能力大幅提高,相比空白组,调理剂对玉米茎抗倒伏能力提高37.3%。
二、土壤结构改良剂的研究进展及其应用（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、土壤结构改良剂的研究进展及其应用（论文提纲范文）
（1）长江经济带生态修复示范关键技术及其应用（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 地质背景 |
| 3 研究方法 |
| 4 研究结果和讨论 |
| 4.1 滨海盐碱地改良修复示范 |
| 4.1.1 修复区域与生态问题 |
| 4.1.2 修复目标和关键技术 |
| 4.1.3 修复效果和技术模式 |
| 4.1.4 综合效益及推广应用前景 |
| 4.2 沿江岸线湿地修复示范 |
| 4.2.1 修复区域与生态问题 |
| 4.2.2 修复目标和关键技术 |
| (1）生境优化——底质改良和地形重塑技术 |
| (2）感潮岸带消浪技术和卵带式先锋植物控繁技术 |
| 4.2.3 修复效果 |
| 4.2.4 综合效益及推广应用前景 |
| 4.3 沿江化工有机污染场地修复示范 |
| 4.3.1 修复区域与生态问题 |
| 4.3.2 修复目标和关键技术 |
| 4.3.3 修复效果 |
| 4.3.4 综合效益及推广应用前景 |
| 4.4 沿江土壤镉异常修复示范 |
| 4.4.1 修复目标和关键技术 |
| (1）耐镉微生物筛选和改良剂研制技术 |
| (2）耐镉转基因植物材料研制技术 |
| 4.4.2 修复效果 |
| 4.4.3 综合效益与推广应用前景 |
| 4.5 废弃矿山生态修复示范 |
| 4.5.1 云南安宁磷矿矿山生态环境修复示范 |
| (1）地质背景 |
| (2）开发利用现状与生态环境问题 |
| (3）修复目标和布局时序 |
| (4）关键技术 |
| (5）主要成效 |
| (6）技术模式 |
| (7）综合效益及推广应用前景 |
| 4.5.2 四川攀枝花钒钛磁铁矿矿山尾矿资源化和减量化综合利用示范 |
| (1）修复目标和关键技术 |
| (2）技术模式 |
| (3）综合效益及推广应用前景 |
| 5 结论 |
（4）改性生物炭对盐碱地改良及冬小麦生长特征影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 盐碱地土壤的物理化学和微生物特性 |
| 1.2.2 土壤盐碱化抑制作物生长的主要途径 |
| 1.2.3 生物炭在土壤改良方面的应用 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 一维垂直入渗试验方案 |
| 2.3 冬小麦盆栽试验方案 |
| 2.3.1 试验设计 |
| 2.3.2 取样时间和方法 |
| 2.3.3 测定指标和方法 |
| 2.4 数据统计与分析 |
| 3 改性生物炭对土壤水分入渗特性及水盐运移的影响 |
| 3.1 改性生物炭的理化性质 |
| 3.2 改性生物炭对土壤水分入渗特征的影响 |
| 3.2.1 改性生物炭对土壤累积入渗量的影响 |
| 3.2.2 改性生物炭对土壤湿润峰运移的影响 |
| 3.2.3 改性生物炭对入渗模型参数的影响 |
| 3.3 改性生物炭对土壤盐分分布的影响 |
| 3.3.1 改性生物炭对土壤含盐量的影响 |
| 3.3.2 改性生物炭对土壤阳离子的影响 |
| 3.4 小结 |
| 4 改性生物炭对盐碱土质量调控研究 |
| 4.1 改性生物炭作用下土壤水盐分布的变化 |
| 4.1.1 改性生物炭对不同生育期土壤含水量的影响 |
| 4.1.2 改性生物炭对不同生育期土壤含盐量的影响 |
| 4.1.3 改性生物炭对不同生育期土壤主要阳离子的影响 |
| 4.2 改性生物炭对盐碱土壤结构的影响 |
| 4.2.1 改性生物炭对各生育期碱土壤水稳性团聚体的影响 |
| 4.2.2 改性生物炭对各生育期土壤胶体的影响 |
| 4.3 改性生物炭对盐碱土壤养分的影响 |
| 4.3.1 改性生物炭对土壤有机质分布的影响 |
| 4.3.2 改性生物炭对土壤硝态氮和铵态氮分布的影响 |
| 4.3.3 改性生物炭对土壤速效磷分布的影响 |
| 4.3.4 改性生物炭对土壤速效钾分布的影响 |
| 4.3.5 改性生物炭对土壤全氮分布的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 改性生物炭对土壤细菌影响 |
| 5.1 改性生物炭作用下土壤细菌群落多样性的变化 |
| 5.2 改性生物炭对土壤细菌群落结构的影响 |
| 5.3 改性生物炭作用下土壤细菌PICRUSt功能预测 |
| 5.4 小结 |
| 6 改性生物炭提高冬小麦抗盐胁迫机制的试验研究 |
| 6.1 改性生物炭对盐胁迫下冬小麦生长的研究 |
| 6.2 改性生物炭对冬小麦养分吸收的影响 |
| 6.2.1 改性生物炭对冬小麦钾钠比的影响 |
| 6.2.2 改性生物炭对冬小麦全氮含量的影响 |
| 6.3 改性生物炭作用下冬小麦对盐胁迫响应的代谢组学分析 |
| 6.3.1 酸化改性生物炭下生长的冬小麦代谢产物分析 |
| 6.3.2 盐胁迫下酸化改性生物炭对冬小麦代谢物的影响 |
| 6.3.3 差异代谢物对冬小麦叶片内代谢的影响 |
| 6.4 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 研究创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（5）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（6）不同组分腐植酸对土壤水分运动和理化性质的影响（论文提纲范文）
| 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 不同组分腐植酸对土壤结构和水分特性的影响 |
| 1.2.2 胡敏酸对土壤理化性状的影响 |
| 1.2.3 富里酸对土壤理化性状的影响 |
| 1.2.4 与不同组分腐植酸相关方面的研究 |
| 1.3 目前存在的问题 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 主要研究内容 |
| 1.5.1 不同组分腐植酸对土壤水分特性及水分运动的影响 |
| 1.5.2 胡敏酸对土壤理化性质的影响研究 |
| 1.5.3 富里酸对土壤理化性质的影响研究 |
| 1.6 技术路线图 |
| 2 试验研究方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试土样 |
| 2.1.2 供试腐植酸 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 数据分析 |
| 3 不同组分腐植酸对土壤水分特性及水分运动的影响 |
| 3.1 不同组分腐植酸对土壤结构的影响 |
| 3.1.1 不同组分腐植酸对土壤容重的影响 |
| 3.1.2 不同组分腐植酸对土壤颗粒机械组成的影响 |
| 3.1.3 不同组分腐植酸对土壤水稳性团聚体的影响 |
| 3.1.4 不同组分腐植酸对水稳性团聚体粒径分布的影响 |
| 3.1.5 不同组分腐植酸对土壤大团聚体的影响 |
| 3.1.6 不同组分腐植酸对土壤分形维数的影响 |
| 3.2 不同组分腐植酸对土壤水分常数的影响 |
| 3.3 不同组分腐植酸对土壤水分入渗特性的影响 |
| 3.3.1 不同组分腐植酸对湿润锋运移的影响 |
| 3.3.2 不同组分腐植酸对累积入渗量的影响 |
| 3.3.3 不同组分腐植酸对入渗率的影响 |
| 3.3.4 不同组分腐植酸对入渗模型参数的影响 |
| 3.4 不同组分腐植酸对土壤水分特征曲线的影响 |
| 3.4.1 不同组分腐植酸对脱湿水分特征曲线的影响 |
| 3.4.2 不同组分腐植酸对水分特征曲线模型参数的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 不同组分腐植酸梯度含量对土壤理化性质的影响 |
| 4.1 不同组分腐植酸梯度含量对土壤基本性状的影响 |
| 4.1.1 不同组分腐植酸梯度含量对土壤酸碱度p H值的影响 |
| 4.1.2 不同组分腐植酸梯度含量对土壤阳离子交换量CEC值的影响 |
| 4.1.3 不同组分腐植酸梯度含量对土壤电导率EC的影响 |
| 4.1.4 不同组分腐植酸梯度含量对土壤有机碳OC的影响 |
| 4.2 不同组分腐植酸梯度含量对土壤有效养分的影响 |
| 4.2.1 不同组分腐植酸梯度含量对铵态氮的影响 |
| 4.2.2 不同组分腐植酸梯度含量对硝态氮的影响 |
| 4.2.3 不同组分腐植酸梯度含量对有效磷的影响 |
| 4.3 不同组分腐植酸梯度含量对土壤水溶性盐的影响 |
| 4.3.1 不同组分腐植酸梯度含量对水溶性钙的影响 |
| 4.3.2 不同组分腐植酸梯度含量对水溶性镁的影响 |
| 4.4 不同组分腐植酸梯度含量对土壤表面电化学性质的影响 |
| 4.4.1 不同组分腐植酸梯度含量对表面电位的影响 |
| 4.4.2 不同组分腐植酸梯度含量对表面电荷密度、表面电场强度的影响 |
| 4.4.3 不同组分腐植酸梯度含量对比表面积的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 不同组分腐植酸培养时间对土壤理化性质的影响 |
| 5.1 不同组分腐植酸培养时间对土壤基本性状的影响 |
| 5.1.1 不同组分腐植酸培养时间对土壤酸碱度p H值的影响 |
| 5.1.2 不同组分腐植酸培养时间对土壤电导率EC值的影响 |
| 5.1.3 不同组分腐植酸培养时间对土壤阳离子交换量CEC值的影响 |
| 5.1.4 不同组分腐植酸培养时间对土壤有机碳OC值的影响 |
| 5.2 不同组分腐植酸培养时间对土壤有效养分的影响 |
| 5.2.1 不同组分腐植酸培养时间对土壤铵态氮的影响 |
| 5.2.2 不同组分腐植酸培养时间对土壤硝态氮的影响 |
| 5.2.3 不同组分腐植酸培养时间对土壤有效磷的影响 |
| 5.3 不同组分腐植酸培养时间对土壤水溶性盐的影响 |
| 5.3.1 不同组分腐植酸培养时间对土壤水溶性钙的影响 |
| 5.3.2 不同组分腐植酸培养时间对土壤水溶性镁的影响 |
| 5.4 不同组分腐植酸培养时间对土壤表面电化学性质的影响 |
| 5.4.1 不同组分腐植酸培养时间对土壤表面电位的影响 |
| 5.4.2 不同组分腐植酸培养时间对土壤表面电荷密度、表面电场强度的影响 |
| 5.4.3 不同组分腐植酸培养时间对土壤比表面积的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 主要结论、存在问题及后期展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 不同组分腐植酸对土壤水分特性及水分运动的影响 |
| 6.1.2 不同组分腐植酸梯度含量对土壤理化性质的影响 |
| 6.1.3 不同组分腐植酸培养时间对土壤理化性质的影响研究 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 有待深入研究的问题 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（7）施地佳土壤改良剂在新疆选择中的应用（论文提纲范文）
| 1 施地佳土壤改良剂的特点与用法 |
| 1.1 产品特点 |
| 1.2 产品用法 |
| 2 施地佳土壤改良剂在新疆棉田的应用试验 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验田概况 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 施地佳对土壤盐分的影响 |
| 2.2.2 施地佳对棉花出苗情况的影响 |
| 2.2.3 施地佳对棉花花铃期的影响 |
| 2.2.4 施地佳对棉花产量的影响 |
| 3 应用施地佳土壤改良剂的注意事项 |
| 4 结语 |
（8）酸性土壤镉污染钝化剂的筛选及在白菜上的修复效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤重金属镉污染来源及危害 |
| 1.2.1 镉污染来源 |
| 1.2.2 镉的危害 |
| 1.3 农田重金属污染土壤修复技术 |
| 1.3.1 物理修复方法 |
| 1.3.2 化学淋洗技术 |
| 1.3.3 生物修复方法 |
| 1.3.4 农艺措施调控 |
| 1.4 农田重金属污染土壤钝化修复 |
| 1.4.1 钝化剂的种类 |
| 1.4.2 钝化修复机理 |
| 1.5 研究目的及内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究创新点和研究特色 |
| 1.5.4 技术路线图 |
| 第2章 不同钝化材料及其组合对土壤镉的钝化效果 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.3 测定指标及方法 |
| 2.1.4 数据统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 单一钝化材料施用对土壤p H的影响 |
| 2.2.2 单一钝化材料施用对土壤有效镉的影响 |
| 2.2.3 钝化材料复配对土壤p H的影响 |
| 2.2.4 钝化材料复配对土壤有效镉的影响 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 不同钝化材料及其组合在外源镉污染土壤上的修复效果 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 测定指标及方法 |
| 3.1.4 数据统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同钝化材料处理对土壤p H的影响 |
| 3.2.2 不同钝化材料处理对土壤有效镉的影响 |
| 3.2.3 不同钝化材料处理对植物叶面积的影响 |
| 3.2.4 不同钝化材料处理对植物株高、根长、根毛数的影响 |
| 3.2.5 不同钝化材料处理对植物鲜重、干重的影响 |
| 3.2.6 不同钝化材料处理对植物叶绿素的影响 |
| 3.2.7 不同钝化材料处理对植物镉含量的影响 |
| 3.2.8 不同钝化材料处理对植物富集镉及地上部转移的影响 |
| 3.2.9 相关性分析 |
| 3.2.10 钝化材料的时效性 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 不同钝化材料及其组合在原状镉污染土壤上的修复效果 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 测定指标及方法 |
| 4.1.4 数据统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同钝化材料处理对土壤p H的影响 |
| 4.2.2 不同钝化材料处理对土壤有效镉的影响 |
| 4.2.3 不同钝化材料处理对植物叶面积、株高、根长、根毛数的影响 |
| 4.2.4 不同钝化材料处理对植物鲜重、干重的影响 |
| 4.2.5 不同钝化材料处理对植物叶绿素的影响 |
| 4.2.6 不同钝化材料处理对植物镉含量的影响 |
| 4.2.7 不同钝化材料处理对植物富集镉及地上部转移的影响 |
| 4.2.8 相关性分析 |
| 4.2.9 钝化材料的时效性 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（9）黔西南汞铊矿废弃物中典型多金属迁移转化及生态调控机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 铊的表生地球化学行为对其伴生元素迁移的影响 |
| 1.3 铊、汞、砷在环境介质中的分布及迁移特征 |
| 1.3.1 铊、汞、砷在地壳和不同类型岩石中的分布 |
| 1.3.2 铊、汞、砷在土壤环境中的分布 |
| 1.3.3 铊、汞、砷在水环境中的分布 |
| 1.4 金属硫化矿物中重金属在表生环境介质中迁移的影响因素 |
| 1.4.1 Fe~(3+)和氧气的氧化作用对金属硫化矿物中重金属迁移的影响 |
| 1.4.2 Fe~(3+)的还原对金属硫化矿物中重金属迁移的影响 |
| 1.4.3 微生物对金属硫化矿物中重金属迁移的影响 |
| 1.4.4 有机质对金属硫化矿物中重金属迁移的影响 |
| 1.4.5 生态修复对金属硫化矿物酸化及重金属迁移的影响 |
| 1.5 选题依据及科学问题的提出 |
| 1.6 研究的目的和意义 |
| 第二章 主要研究内容、创新点及技术路线 |
| 2.1 主要研究内容 |
| 2.2 创新点和技术路线 |
| 2.2.1 研究的特色与创新之处 |
| 2.2.2 拟解决的关键科学问题 |
| 2.2.3 技术路线 |
| 第三章 试验材料与分析方法 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.1.1 研究区域自然地理环境 |
| 3.1.2 研究区域地质特征 |
| 3.2 试验材料与设计 |
| 3.2.1 不同环境条件对汞铊矿废弃物中典型重(类)金属迁移转化的影响试验 |
| 3.2.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中典型金属迁移转化的调控试验 |
| 3.2.3 植物凋落物分解对汞铊矿废弃物中典型金属迁移转化的调控试验 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 样品的制备与预处理 |
| 3.3.2 浸出液/淋滤液常规理化性质分析 |
| 3.3.3 浸出液/淋滤液三维荧光光谱分析 |
| 3.3.4 淋滤液的官能团和质子核磁共振分析 |
| 3.3.5 浸出液中发光细菌的发光强度测试方法 |
| 3.3.6 汞铊矿废弃物常规理化性质分析 |
| 3.3.7 溶解性有机质含量及性质分析 |
| 3.3.8 汞铊矿废弃物中有机酸含量分析 |
| 3.3.9 汞铊矿废弃物金属含量和赋存形态分析 |
| 3.3.10 汞铊矿废弃物产酸潜力分析 |
| 3.3.11 汞铊矿废弃物的矿物相和微观形貌分析 |
| 3.3.12 汞铊矿废弃物的红外光谱和XPS分析 |
| 3.3.13 汞铊矿废弃物的微生物量及活性分析 |
| 3.3.14 汞铊矿废弃物的微生物群落组成和多样性分析 |
| 3.4 数据统计与分析 |
| 第四章 不同环境条件对汞铊矿废弃物中典型重(类)金属迁移转化的影响 |
| 4.1 不同环境条件对汞铊矿废弃物浸出液理化特征的影响 |
| 4.1.1 不同环境条件对废弃物浸出液pH、Eh和EC的影响 |
| 4.1.2 不同环境条件对废弃物重(类)金属浸出的影响 |
| 4.1.3 不同环境条件影响下废弃物浸出液的三维荧光光谱特征 |
| 4.2 不同环境条件对汞铊矿废弃物微观形貌及官能团结构的影响 |
| 4.2.1 不同环境条件对废弃物微观形貌的影响 |
| 4.2.2 不同环境条件对废弃物官能团结构变化的影响 |
| 4.3 不同环境条件对汞铊矿废弃物浸出液生物毒性的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同环境条件对汞铊矿废弃物酸性浸出的影响 |
| 4.4.2 不同环境条件对汞铊矿废弃物重(类)金属迁移的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物生境改良及微生物多样性的影响 |
| 5.1 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物理化性质的影响 |
| 5.1.1 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物氧化产酸的影响 |
| 5.1.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中养分含量的影响 |
| 5.1.3 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中有机酸含量的影响 |
| 5.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物微生物量的影响 |
| 5.2.1 改良剂联合先锋植物对废弃物总微生物量及呼吸强度的影响 |
| 5.2.2 改良剂联合先锋植物对废弃物中嗜酸铁氧化微生物活性的影响 |
| 5.3 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中细菌群落多样性及相对丰度的影响 |
| 5.3.1 改良剂联合先锋植物修复下废弃物中细菌群落的多样性变化 |
| 5.3.2 改良剂联合先锋植物修复对废弃物中细菌群落组成相对丰度的影响 |
| 5.4 改良剂联合先锋植物修复下汞铊矿废弃物环境因子对细菌群落组成的影响 |
| 5.4.1 改良剂联合先锋植物修复下废弃物细菌群落组成的聚类特征 |
| 5.4.2 改良剂联合先锋植物修复下废弃物环境因子与细菌群落多样性相关性分析 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物生境改良的影响 |
| 5.5.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中细菌群落结构及多样性的调控作用 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中重(类)金属迁移转化特征的影响 |
| 6.1 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物淋滤液理化性质的影响 |
| 6.1.1 淋滤液pH、Eh和EC的变化特征 |
| 6.1.2 淋滤液中阴离子和DOC含量的变化特征 |
| 6.1.3 淋滤液重(类)金属的变化特征 |
| 6.1.4 淋滤液的三维荧光光谱分析 |
| 6.1.5 淋滤液的官能团结构分析 |
| 6.2 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物理化性质及矿物组成的影响 |
| 6.2.1 改良剂联合先锋植物对废弃物产酸潜力的影响 |
| 6.2.2 改良剂联合先锋植物对废弃物基质Zeta电位的影响 |
| 6.2.3 改良剂联合先锋植物对废弃物中重(类)金属赋存形态的影响 |
| 6.2.4 改良剂联合先锋植物对废弃物矿物组成的影响 |
| 6.3 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物官能团及元素组分演化的影响 |
| 6.3.1 改良剂联合先锋植物修复下废弃物的官能团结构分析 |
| 6.3.2 改良剂联合先锋植物修复下汞铊矿废弃物中元素组分演化分析 |
| 6.4 改良剂联合先锋植物对汞铊矿废弃物中溶解性有机质的影响分析 |
| 6.4.1 汞铊矿废弃物中溶解性有机质含量变化 |
| 6.4.2 汞铊矿废弃物中溶解性有机质的官能团结构分析 |
| 6.4.3 汞铊矿废弃物中溶解性有机质的质子核磁共振分析 |
| 6.5 改良剂联合先锋植物修复下废弃物环境因子与重(类)金属迁移的相关性分析 |
| 6.5.1 废弃物理化性质与淋滤液中重(类)金属的相关性分析 |
| 6.5.2 废弃物中理化及微生物因子与重(类)金属赋存形态的相关性分析 |
| 6.6 讨论 |
| 6.6.1 汞铊矿废弃物酸化的形成与重(类)金属迁移机制 |
| 6.6.2 碳酸盐岩对汞铊矿废弃物植生改良的调控作用 |
| 6.6.3 改良剂联合先锋植物调控下汞铊矿废弃物中重(类)金属的迁移转化过程 |
| 6.7 小结 |
| 第七章 凋落物分解对汞铊矿废弃物的生境改良及微生物多样性的影响 |
| 7.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物生境改良的影响 |
| 7.1.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物理化性质的影响 |
| 7.1.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物中养分含量的影响 |
| 7.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物微生物量的影响 |
| 7.2.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物总微生物量及呼吸强度的影响 |
| 7.2.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物中嗜酸铁氧化微生物活性的影响 |
| 7.3 凋落物分解对汞铊矿废弃物中细菌群落多样性及相对丰度的影响 |
| 7.3.1 凋落物分解调控下汞铊矿废弃物中细菌群落结构的多样性变化 |
| 7.3.2 凋落物分解调控下汞铊矿废弃物中细菌群落组成相对丰度的变化特征 |
| 7.4 凋落物分解介导的汞铊矿废弃物环境因子变化对细菌群落组成的影响 |
| 7.4.1 不同凋落物分解介导汞铊矿废弃物细菌群落组成的聚类特征 |
| 7.4.2 凋落物分解介导的环境因子与细菌群落多样性的相关性分析 |
| 7.5 讨论 |
| 7.5.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物生境改良的影响 |
| 7.5.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物中细菌群落结构及多样性的调控作用 |
| 7.6 小结 |
| 第八章 凋落物分解对汞铊矿废弃物中重(类)金属迁移转化特征的影响 |
| 8.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物淋滤液理化性质的影响 |
| 8.1.1 淋滤液pH、Eh和EC的变化特征 |
| 8.1.2 淋滤液中阴离子的变化特征 |
| 8.1.3 淋滤液中DOC和总氮的含量变化特征 |
| 8.1.4 淋滤液重(类)金属的变化特征 |
| 8.1.5 淋滤液的三维荧光光谱分析 |
| 8.1.6 淋滤液的官能团结构分析 |
| 8.1.7 淋滤液的质子核磁共振分析 |
| 8.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物理化性质及矿物组成的影响 |
| 8.2.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物产酸潜力的影响 |
| 8.2.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物zeta电位的影响 |
| 8.2.3 凋落物分解对汞铊矿废弃物中重(类)金属赋存形态的影响 |
| 8.2.4 凋落物分解对汞铊矿废弃物矿物组成的影响 |
| 8.3 凋落物分解对汞铊矿废弃物官能团及元素组分演化的影响 |
| 8.3.1 凋落物分解下汞铊矿废弃物的官能团结构分析 |
| 8.3.2 凋落物分解下汞铊矿废弃物中元素组分演化分析 |
| 8.4 凋落物分解调控下汞铊矿废弃物环境因子与重(类)金属迁移的相关性分析 |
| 8.4.1 废弃物淋滤液中重(类)金属与理化因子的相关性分析 |
| 8.4.2 废弃物中理化及微生物因子与重(类)金属赋存形态的相关性分析 |
| 8.5 讨论 |
| 8.5.1 凋落物分解对汞铊矿废弃物酸化特征的调控机制 |
| 8.5.2 凋落物分解对汞铊矿废弃物中Fe~(3+)的生物还原和迁移过程的影响 |
| 8.5.3 凋落物分解对汞铊矿废弃物中重(类)金属迁移转化的调控机理 |
| 8.6 小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录一 博士期间主要的学术成果 |
| 附录二 主要参与的科研课题 |
（10）粉煤灰基新型多功能土壤调理剂增产提质机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 粉煤灰概况 |
| 1.2.1 粉煤灰的产生及分类 |
| 1.2.2 粉煤灰的基本特性 |
| 1.2.3 粉煤灰的危害 |
| 1.2.4 粉煤灰利用技术现状及发展趋势 |
| 1.2.5 粉煤灰利用面临的几大难题 |
| 1.3 土壤调理剂概述 |
| 1.3.1 土壤调理剂定义及分类 |
| 1.3.2 土壤调理剂的利用现状 |
| 1.3.3 土壤调理剂应用中存在的问题 |
| 1.4 国内外粉煤灰基土壤调理剂概况 |
| 1.4.1 粉煤灰基土壤调理剂研究现状 |
| 1.4.2 粉煤灰基土壤调理剂发展趋势 |
| 1.4.3 粉煤灰基土壤调理剂存在问题 |
| 1.5 论文选题目的及意义 |
| 1.6 本课题的研究内容及目标 |
| 第2章 新型粉煤灰基土壤调理剂多组份协同作用机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料及仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 基础营养液和调理剂对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.2 Fe对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.3 Mg对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.4 Si对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.5 Ca对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.6 调理剂中多组份协同作用 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 新型粉煤灰基土壤调理剂重金属固化研究 |
| 3.1 实验原料及仪器 |
| 3.2 受污染土壤与调理剂配比方案 |
| 3.3 重金属提取方法及过程 |
| 3.4 数据处理 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 土壤调理剂对于土壤中可交换态以及碳酸盐结合态Cr的影响 |
| 3.5.2 土壤调理剂对于土壤中可交换态以及碳酸盐结合态As的影响 |
| 3.5.3 土壤调理剂对于土壤中可交换态以及碳酸盐结合态Cd的影响 |
| 3.5.4 土壤调理剂对于土壤中可交换态以及碳酸盐结合态Pb的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 新型粉煤灰基土壤调理剂对土壤改良及作物增产效果 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 粉煤灰基土壤调理剂对土壤结构的影响 |
| 4.2.1 实验原料和器材 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 土壤团聚体测定方法 |
| 4.2.4 数据处理 |
| 4.3 土壤调理剂对地温的影响 |
| 4.3.1 实验原料及仪器 |
| 4.3.2 实验方法 |
| 4.4 土壤调理剂对玉米的增产效果 |
| 4.4.1 实验原料及仪器 |
| 4.4.2 实验方法 |
| 4.5 土壤调理剂对玉米抗倒伏能力的效果 |
| 4.5.1 实验原料及仪器 |
| 4.5.2 实验方法 |
| 4.6 结果与讨论 |
| 4.6.1 土壤调理剂对土壤持水能力的影响 |
| 4.6.2 土壤调理剂对于土壤团聚体的影响 |
| 4.6.3 土壤调理剂对土壤地温的影响 |
| 4.6.4 土壤调理剂对玉米增产效果 |
| 4.6.5 土壤调理剂对玉米抗倒伏能力的效果 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及攻读硕士学位期间发表的学术论文与研究成果 |
四、土壤结构改良剂的研究进展及其应用（论文参考文献）
- [1]长江经济带生态修复示范关键技术及其应用[J]. 姜月华,倪化勇,周权平,程知言,段学军,朱志敏,吴吉春,任海彦,范晨子,杨晋炜,陈超,胡建,王晓龙,姜夏烨,刘永兵,杨海,郭威,冯乃琦,魏广庆,金阳,杨辉,刘林,梅世嘉,张鸿,陈澎军,袁继海,齐秋菊,吕劲松,顾轩,刘鹏. 中国地质, 2021(05)
- [2]秸秆覆盖条件下不同改良剂对土壤水盐和养分运移的影响研究[D]. 马博思. 东北农业大学, 2021
- [3]建筑废弃物再生料对三种园林植物生长影响的研究[D]. 谢甜甜. 上海应用技术大学, 2021
- [4]改性生物炭对盐碱地改良及冬小麦生长特征影响的研究[D]. 刘国欢. 西安理工大学, 2021(01)
- [5]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [6]不同组分腐植酸对土壤水分运动和理化性质的影响[D]. 王泽祥. 西安理工大学, 2021(01)
- [7]施地佳土壤改良剂在新疆选择中的应用[J]. 徐吉文. 农业与技术, 2021(11)
- [8]酸性土壤镉污染钝化剂的筛选及在白菜上的修复效果研究[D]. 刘冬冬. 桂林理工大学, 2021
- [9]黔西南汞铊矿废弃物中典型多金属迁移转化及生态调控机制研究[D]. 文吉昌. 贵州大学, 2021(11)
- [10]粉煤灰基新型多功能土壤调理剂增产提质机理[D]. 欧彦君. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2021(01)