一、呈贡县蔬菜土壤有机质、阳离子交换量及分布特征研究（论文文献综述）
卢明[1]（2021）在《西南黄壤辣椒-白菜轮作系统的镁营养调控与品质效应》文中进行了进一步梳理镁是300多种酶的活化因子,也是植物体的第二大阳离子。作为叶绿素分子的中心原子,镁对维持叶绿体结构和绿叶细胞功能有着决定性的作用,影响着植物叶绿素合成、光合作用、碳水化合物分配、蛋白质合成等与植物生长和生物量积累相关的生理生化过程。同时,镁还影响植物的氮代谢和矿质营养分配过程,对作物的营养品质建成有着直接影响。镁是维持作物正常生长发育和健康代谢的必须营养元素之一。然而,人体镁缺乏正成为全球性的营养问题。土壤-作物系统的镁素缺乏直接导致了农产品的镁浓度严重下降,而日常膳食中镁摄入量的降低是造成人体缺镁的重要影响因素。高量土壤镁淋洗损失、忽视镁肥施用和作物产量提升带来的“稀释效应”是导致农产品镁浓度持续下降的三个决定性因素。我国逾50%以上的农田土壤存在缺镁或潜在缺镁的农业生产问题,尤其是在南方酸性土壤上,不仅影响了以植物源性食品消费为主的人群镁营养健康,还显着影响了作物的产量。镁肥施用被证实是提升缺镁土壤上作物产量、改善作物与人体镁营养及其他营养品质的快速有效农学强化措施。但在田间条件下,镁肥施用如何影响作物的产量和营养品质建成及人体营养健康,如何影响土壤-作物系统的土壤镁淋失及维持系统的镁素平衡,能否通过改善镁肥施用方式以实现镁强化、产量优化及控制镁淋失等都还不清楚。因此,本论文基于西南地区黄壤上典型露地蔬菜辣椒-白菜轮作体系,通过生产调研和田间试验,明确了区域蔬菜的生产水平和菜地土壤的养分状况;研究了镁肥施用水平分别对辣椒和白菜产量、营养品质和人体健康效应,以及轮作系统镁素平衡的影响;最后探讨了镁肥施用方式对辣椒生产、品质及土壤镁素形态转化的影响,并在此基础上进一步讨论了镁肥施用方式管理对土壤镁淋失的阻控潜力。本论文主要结果如下:（1）通过农户调研和土壤分析,评价了西南地区黄壤典型蔬菜辣椒-白菜轮作系统的养分平衡及土壤养分状况。研究区域露地菜田基本由水稻-油菜轮作系统转换而来,而当前露地蔬菜系统的产量水平低,但肥料投入数倍高于专家推荐施用量。过量施肥导致了菜地土壤的磷、钾、钙、镁养分富集,造成了系统磷素的高淋洗风险,土壤Ca Cl2-P显着增加的速效磷（Bray-P）临界值为104 mg kg-1。此外,菜地0-60 cm土层的土壤p H明显降低,随着蔬菜种植年限的增加,钙镁养分的累积显着缓解了耕层土壤的酸化;但底层土壤p H呈明显下降趋势。此外,受碳投入少、耕作频率高、以及亚热带高温高湿气候条件影响,菜地土壤的碳、氮均处于损耗状态,且C/N比随土层向下及种植年限的增加呈现显着下降趋势,由此将不可避免地导致土壤物理、化学和生物特性的下降,对蔬菜种植系统的持续性生产造成不利影响。此外,区域蔬菜系统的土壤镁素缺乏及交换性钾/交换性镁比例失衡问题突出。综上,区域传统农业管理条件下,西南地区黄壤集约化蔬菜种植已造成严重的菜地土壤退化现象和环境污染风险。因此,西南地区蔬菜集约化生产迫切需要合理的有机物料投入及氮磷镁肥管理策略,同时应注重农技服务的有效配伍,以达到蔬菜绿色生产及生态环境友好目标。（2）土施镁肥显着影响了辣椒产量及经济效益。本研究中,随施镁量的增加(0-67.5 kg ha-1),辣椒产量呈先增加后稳定的趋势。与对照相比,优化施镁可同步实现最高增产25.6%和增收40.1%。就产量构成来说,产量的增加依赖于单株挂果数和单果重的提高。镁肥对辣椒收获指数无明显影响,辣椒产量的增加可全部归功于植株生物量的提高。其中,辣椒开花坐果期前、后的植株生物累积量对产量的贡献率分别为9.85%-28.4%和71.6%-90.1%。本研究中,辣椒增产的植物营养学机制为:镁肥提高了开花坐果期的植株镁营养、叶片叶绿素含量及叶片光合,三者间的积极互馈共同促进了植株生物量的累积从而促使光合产物向果实的转移。但是,本试验条件下,由于植株土壤镁浓度与产量之间的关系均表现为极显着的线性正相关,尚无法建立高产辣椒体系的土壤交换性镁和植株镁临界值。说明辣椒产量仍有较大提升空间,而土壤交换性镁缺乏及土壤钾/镁比例失衡是限制其继续增产的两大限制因子。（3）本研究基于伤残调整寿命年（DALYs）评价框架,首次构建了成人镁、钾、钙、铁和维C营养素缺乏的健康评价方法,且初次评估了目前我国成年辣椒消费人群的健康负担为21.3百万DALYs lost;其中,由人体钙营养不良导致的致残寿命年损失贡献为75.3%,而镁、维C、铁和钾营养不良的贡献则分别为8.96%、7.45%、5.88%和2.42%。本试验条件下,随着施镁量的增加,辣椒果实镁和辣椒素（类）物质含量显着增加,但钙、锌和维C浓度显着降低,而对钾和铁无明显影响。在目前辣椒消费水平下,食用镁强化辣椒虽可增加人体镁营养摄入水平,但显着降低钙、锌和维C的摄入量。据DALYs模型计算,镁营养带来的健康效应远不足以抵消钙和维C摄入不足所造成的健康负担,所以辣椒生产系统中单施镁肥将加剧人体的健康负担。因此,在农业生产中,镁肥需要与微量元素肥料尤其是钙铁锌肥同时施用以保障粮食安全和人体健康的需求。（4）相比于对照,镁肥施用对大白菜收获期产量无明显影响,但能够分别显着提高镁营养、维C和水溶性蛋白含量53%、20.0%和57.9%,同时显着降低硝酸盐含量13.5%,综合营养品质获得显着提升。此外,本研究表明试验地存在轻度镉污染,但镁肥能显着抑制大白菜对重金属镉和镍的吸收累积,从而显着降低各消费人群的非致癌及致癌风险。进一步的讨论与分析表明,该区域大白菜生产系统的适宜施镁量为22.5-45 kg Mg ha-1。本研究结果将为土壤-作物系统的镁强化、农产品品质提升和人体健康风险管理提供有价值的理论指导和数据支撑。（5）当前农业生态系统中,巨大的土壤镁淋失是导致土壤-作物系统镁素缺乏的影响因素之一。全球尺度上,农田系统和果园种植系统的平均镁淋失量分别高达44.6 kg ha-1 season-1和103 kg ha-1 yr-1。尽管如此,绝大多数农户在实际的农业生产中却未重视镁肥的施用,忽视了镁素的归还,土壤镁养分随作物收获逐渐被损耗,加剧了系统的镁素缺乏。本田间试验条件下,西南地区黄壤上露地蔬菜辣椒-大白菜轮作系统的镁淋失量为33.9-74.2 kg ha-1 yr-1,与植株镁积累量相近,且随施镁量的增加线性增加。镁淋洗损失强度与集中降雨同步,故辣椒季贡献了65.4-74.4%的镁淋失量,而大白菜季和休耕期的贡献率相当。除降雨量外,土壤质地、施镁量和植株镁积累量等都是影响镁素淋失的重要影响因素。然而,当前种植体系下的土壤镁淋失并不会导致地下水硬度超标问题。基于优化产量和维持系统镁素平衡的施肥策略,辣椒和大白菜系统的适宜施镁量为62.1和21.8 kg Mg ha-1。在我国南方大田蔬菜种植体系中,协同改进镁肥施用类型（控释/缓释）和施用方式（土施+叶面喷施）,以及改良菜地土壤性质（SOC/p H）和系统管理措施,是进一步优化作物高产、减少镁肥投入和镁淋失量的潜在技术手段,也是实现全域农业绿色可持续发展的迫切需求。（6）镁肥土施(45 kg Mg ha-1)和0.5%浓度喷施均能显着提高西南地区黄壤上辣椒产量和果实镁营养,且效果相当。但相比于土施,0.5%浓度喷施提高了植株镁营养向果实的转移效率及辣椒的商品果率。受产量提升导致的“稀释效应”和镁参与相关生理过程的共同影响,土施和0.5%喷施显着降低了辣椒果实的钙、维C、硝酸盐和水溶性蛋白含量;但两处理的品质综合效应表现为:0.5%喷施≥土施。此外,相比于不施镁对照,土施能显着提高辣椒收获期耕层土壤的交换性镁浓度,而喷施处理则表现出损耗态势,0.5%浓度喷施处理对应的土壤交换性镁损耗速率为4 mg kg-1 season-1。若以维持基础土壤交换性镁含量不变为目标,每季至少需要以土施方式向当前土壤-辣椒系统额外补充10.8 kg Mg ha-1镁肥投入。由此一来,相比于45 kg Mg ha-1土施处理,上述组合式施镁策略能够在减施镁肥68.4%基础上获得同等辣椒品质和产量,或更高产量,同时降低镁淋失33.7%。因此,当前的农业管理措施除了需要综合考虑作物品质、产量和养分、土壤生产力及环境效应外;还需在作物生产系统的多指标优化镁肥管理中,加深对施镁量、施镁方式及其系统镁素平衡的理解。
董达诚[2]（2020）在《陆良县菜地土壤-蔬菜系统重金属污染评价及来源解析》文中指出开展菜地土壤重金属污染评价及重金属的来源解析,对陆良县蔬菜产业的健康发展具有重要的理论依据和实践意义。论文以陆良县蔬菜种植基地为研究背景,通过野外调查采集不同种植模式下菜地土壤、蔬菜和肥料样品作为研究对象,分析样品中Cd、Pb、Cr、Cu、Zn和As的污染状况。采用单因子污染指数法、地累积指数法和内梅罗综合质量指数法,对菜地土壤重金属污染程度及生态风险进行评价;通过对土壤重金属生物有效性、形态解析和富集系数对土壤-蔬菜系统中重金属的关联特征进行了表征;通过多元统计分析方法,揭示菜地土壤重金属污染的主要来源。主要研究结果如下:1.陆良县蔬菜种植区020cm的表层土壤6种重金属均超过云南省土壤背景值存在重金属的富集现象。除重金属Cd外,其余5种重金属的平均数都低于风险筛选值。根据样点的p H对应的筛选值为标准值计算各点位6种重金属的超标情况,其中Cd的超标率最高达到67.5%,然后依次是As、Cu、Pb、Zn超标率分别为20%、15%、7.5%、2.5%,其中只有Cr没有超标。2.地累积指数评价结果表明,露地菜地未受污染,设施菜地Cu和As处于轻度污染水平;内梅罗综合指数法评价结果显示,菜地土壤整体处于轻度污染和中度污染,露地菜地受污染点位占33.33%而设施菜地受污染点位占50%。3.研究区蔬菜可食部位中Pb的含量较高,其中块茎类Cd、Pb、Cr和As的含量都高于叶菜类;对比GB2762-2017《食品安全国家标准食品中污染物限量》标准蔬菜样品中土豆、白菜和菜心分别有33%、33%和11%的样品Pb超标,土豆样品中Cd也有超标现象。4.重金属Cd、Pb、Cr和As都以残渣态为主,Cd的弱酸溶态含量最高达到12%;RAC评价结果表明Cd的风险程度最高,处于中等风险,其他重金属元素的风险程度都比较低。5.蔬菜种植过程中施用的鸡粪有机肥中Pb和As超标情况严重;水溶肥中只有大量元素水溶肥As超标;叶面肥总体上来看各种重金属都没有超标现象,但含氨基酸类水溶肥中Cd含量是所有肥料中最高的。6.菜地土壤重金属来源解析结果表明,土壤重金属元素Cd、Cu、Zn和As主要与蔬菜种植过程中肥料和农药施用有关;露地菜地中Pb主要来源于交通污染源,设施菜地中的Pb主要来源于有机肥的施用;Cr与其他重金属元素的相关性不显着,受人类活动影响较小属于自然母质源。
管培彬[3]（2019）在《有机物料对轻度盐渍化设施土壤修复效果研究》文中研究说明土壤盐渍化是设施菜田土壤中一个主要障碍性问题。由于设施菜田施肥量大、大水漫灌（地下水矿化度高）、缺少雨水淋洗等特点,易造成土壤次生盐渍化,主要表现为土壤表层覆盖大量青苔,干旱时会出现红霜、白霜且土壤板结,严重影响蔬菜根系的发育,导致植株生长受阻、根弱、花少,易出现早衰。因此,本研究以永清县和青县两个蔬菜基地在生产中遇到的土壤盐渍化问题为研究对象,首先分别调查了永清县新苑阳光科技园、青县羊角脆甜瓜特优区土壤与灌溉水中盐分含量特征及土壤盐渍化程度;其次,在此基础上通过田间小区试验和室内盆栽试验,分别探索了有机物料配施微生物菌剂对辣椒设施菜田轻度盐渍化土壤的修复效果,以及施加不同有机物料对设施甜瓜轻度盐渍化土壤的修复效果。旨在为修复两个蔬菜基地轻度盐渍化土壤找到经济可行的有机物料来解决生产实践问题,同时,也为其他地区设施菜田轻度盐渍化土壤的修复提供参考。主要研究结果如下:1.明确了有机物料对设施菜田阴离子型轻度盐渍化土壤的修复效果永清县新苑阳光科技园区土壤与灌溉水的盐分含量特征:土壤中水溶性盐总量为3.20 g/kg,为轻度盐渍化土壤,HCO3-、SO42-是土壤盐渍化的主要离子;灌溉水EC值为1.52 mS/cm,HCO3-、SO42-是灌溉水的主要盐分离子。因此,该园区土壤属于阴离子型轻度盐渍化土壤。田间小区试验结果表明:单施牛粪（6.00 t/hm2）或牛粪配施菌剂（菌剂用量75L/hm2）均能显着降低土壤EC值和水溶性盐总量,但二者之间差异不显着;单施生物炭（1.50 t/hm2）和生物炭配施菌剂（菌剂用量75 L/hm2）对土壤EC值和水溶性盐总量均无显着影响。从降盐效果和节约成本来看,修复效果较好的有机物料为牛粪。2.阐明了施用有机物料对设施菜田阳离子型轻度盐渍化土壤的修复效果青县甜瓜特优区土壤与灌溉水的盐分含量特征:土壤中水溶性盐总量为2.34 g/kg,达到轻度盐渍化程度,Na+是土壤盐渍化的主要盐分离子;灌溉水EC值为2.44 mS/cm,Na+是灌溉水的主要盐分离子。因此,该园区土壤属于阳离子型轻度盐渍化土壤。施用6.00 t/hm2的牛粪或生物有机肥,1.50 t/hm2的生物炭均能显着降低土壤EC值,并且三种有机物料均可增加甜瓜株高、茎粗和叶片叶绿素含量,且在伸蔓期显着促进根系生长。此外,牛粪和生物炭处理在苗期也显着提高了甜瓜植株的生物量。从降低土壤盐渍化和促生效果来看,效果较好且稳定的有机物料为生物炭,其次为牛粪。综上所述,在设施菜田阴离子型轻度盐渍化土壤上,施用6.00 t/hm2牛粪对盐渍化土壤的修复效果较好;在设施菜田阳离子型轻度盐渍化土壤上,施用1.50 t/hm2生物炭的修复效果最佳。
潘永富[4]（2018）在《昆明市土壤环境保护优先区与土壤污染重点治理区区划研究》文中认为土壤是人类生存和发展的基石,是最重要的自然资源,维系着整个人类的生存与发展;土壤环境质量好坏直接关系到生态安全、社会经济发展和民生福祉,因此,土壤环境保护意义重大。长期以来,由于我国经济发展粗放,污染物排放总量大,而土壤作为大部分污染物的最终受体,其环境质量受到严重影响。本文以面临的主要问题为导向,以全市农业用地和饮用水源地为主要对象,在收集整理全市土壤环境保护与治理方面已有的研究基础上,利用ARCGIS软件进行插值分析与图形叠加分析,对全市农用地和城镇集中式饮用水源地土壤环境质量类别进行划分;划分出全市土壤环境保护的优先区域和污染重点治理区域（本文中简称“两区”）,确定优先保护区和重点治理区的范围及面积大小;并对划分区域开展土壤环境质量监测与评价,进一步明晰区划范围的土壤环境质量状况,为下一步土壤环境分区分类保护与治理修复提供科学指导。通过研究所获得的主要结论如下:（1）本文共划定土壤“两区”总面积为669941.89ha,约占全市国土总面积的32%。其中土壤环境保护优先区共划定536块,分布于全市14个县（市）区,划定面积合计为638938.89ha,约占本次土壤“两区”区划总面积的95%;土壤污染重点治理区共划定17个片区,主要分布于东川区等9个县（市）区,划定面积合计为31003.00ha,约占本次土壤“两区”区划总面积的5.00%。（2）在优先保护区划定类别中,共划定基本农田类保护优先区459块,总面积为331198.60ha,占全市土壤环境保护优先区总面积的51.84%;园地类保护优先区37块,总面积为5649.11ha,占优先区总面积的0.88%;水源地类土壤环境保护优先区11块,总面积约为20574.82ha,占优先区总面积的3.22%。（3）从土地利用类型来分析,划定土壤环境保护优先区以耕地为主,约占全市土壤环境保护优先区总面积的55.00%;其次为林地（主要分布在集中式饮用水水源地）,约占总面积的30.00%;再次是园地,约占本次划定的土壤环境保护优先区总面积的4.00%;最后为水域,仅占本次划定的土壤环境保护优先区总面积的1.00%。（4）划定的土壤污染重点治理区中农用地面积为19135.00ha,占总划定土壤污染重点治理区面积的62.00%;建设用地面积为11868.00ha,占总划定土壤污染重点治理区面积的38.00%;全市土壤污染重点治理区主要分布于东川区、石林县和安宁市,分别占本次划定纳入土壤污染重点治理区总面积的33.00%、23.00%和18.00%。通过区划,为下一步开展全市农用地土壤环境优先保护和土壤环境治理与修复提供科学指导;并有针对性的提出保护管理对策措施,严格防范土壤污染、强化土壤环境风险管控,维护农业生产、饮用水源地土壤环境安全,切实保障食品安全、饮用水安全和人民群众健康,促进全市环境经济社会可持续发展,实现土壤资源永续利用等意义。
宋莹丽[5]（2014）在《土壤条件对浓香型特色优质烟叶形成的影响研究》文中研究说明集了全国8个省份浓香型烤烟产区78个点的土壤及烟叶样品，对土壤的质地、pH、有机质含量、速效养分含量、矿质元素含量等多项指标及烟叶样品的指标进行测定分析，并对其关系进行研究，探索土壤条件对浓香型烟叶质量及品质特色形成的影响，研究结果如下：1浓香型烟叶产区土壤理化性状浓香型烟叶产区的土壤质地在砂土、壤土和粘土上均有分布，超过60%烟叶产区的土壤质地集中砂质和粉砂质土壤上，主要集中在砂质壤土、粉砂质粘壤土、粉砂质粘土上，在粘土范围的种植区域较少。78%烟区的土壤pH值都在烟草种植的可适范围内，有部分酸度较强，占到的比例为22%；从有机质含量范围看，全国83.64%的浓香型烟叶产区的土壤有机质含量处于中等、偏低、缺乏的范围内；土壤中碱解氮、速效磷、速效钾的平均含量分别为：95.95g/kg、18.51g/kg、144.28g/kg；土壤矿质元素的含量在全国浓香型烟叶产区内存在较大差异，变异系数在31.33%～80.80%的范围内。2土壤因素与烟叶质量特色的关系（1）浓香型产区土壤质地与烟叶质量特色的关系不同土壤质地上烟叶的风格特征和品质特征存在较大的差异，总体来说，砂壤和壤土上的烟叶的风格及品质特征最为突出，重粘土上的烟叶风格及品质特征最不明显。烟叶的浓香型显示度和焦甜香均与土壤砂粒含量呈极显着的正相关，与粉粒和粘粒含量呈极显着的负相关关系。在土壤砂粒含量低于10%的范围内，烟叶浓香型显示度和焦甜香均随着砂粒含量的降低而急剧下降；，当土壤粘粒含量高于25%时，烟叶的浓香型显示度低于3.5，烟叶的焦甜香也显着降低。可见，适当高砂粒、低粘粒含量的中质地土壤有利于优质浓香型质量形成和特色彰显。（2）土壤理化性状与烟叶质量特色的关系烟叶的浓香型显示度和焦甜香均与土壤pH及盐基饱和度呈极显着的负相关系；烟叶的焦甜香与土壤有机质含量及盐离子交换量呈现极显着正相关；烟气浓度与土壤中钠的含量呈现极显着的正相关关系，与土壤铜、磷和锌的含量呈极显着负相关关系。土壤pH、盐基饱和度、土壤铜含量及磷含量对烟叶品质特征的相关性多数都达到显着水平，其中烟气的透发性与土壤中铜和纳的含量呈极显着的相关性。土壤的pH、盐基饱和度及速效钾含量对烟叶化学成分的含量影响较大，主要影响烟叶中还原糖、烟碱、总氮、总糖及钾含量。土壤中碱解氮的含量对烟叶中烟碱和总氮的含量有重要的影响，其相关性达到极显着的水平。土壤中磷和锌的含量对烟叶钾含量影响较大，其相关性达到极显着水平。3.土壤因素对烟叶质量特色的贡献烟叶的常规化学成分的含量受土壤因素的影响较大，其中，烟叶钾、烟碱、总糖的含量受土壤因素的影响较大，这些土壤因素主要包括土壤机械组成、有机质、碱解氮、盐基饱和度等。烟叶浓香型显示度受土壤机械组成的影响较大，其中细砂粒及粘粒的含量影响最大。土壤有机质含量、细砂粒、粘粒的含量对烟叶焦甜香的贡献较大。而烟气浓度主要受土壤中细砂粒、碱解氮、钠、磷含量的影响较大。其中土壤机械组成、pH、盐基饱和度、铜、磷的含量对烟叶的品质特征有一定的贡献。土壤中细砂粒、铜、钠的含量对烟气的透发性影响较大；土壤磷含量对烟叶的香气质、烟气余味及刺激性贡献较大
王政[6]（2013）在《名山河流域不同土地利用方式土壤无机纳米微粒对钙的吸附解吸特征影响》文中研究指明本论文以名山河流域黄壤、紫色土为研究对象,各选取五种土地利用方式（林地、水田、茶园、旱地和园地）,用离心机方法提取土壤无机纳米微粒（≤100nm）,分析了不同上地利用方式土壤无机纳米微粒的分布,运用Langmuir、Freundlich和Temkin热力学方程探讨了不同土地利用方式上壤无机纳米微粒对Ca2+吸附解吸的热力学特征以及分析土壤组分对吸附解吸产生的影响,描述土壤无机纳米微粒对Ca2+的吸附过程及吸附能力,并比较了土壤无机纳米微粒对Ca2+以及10的解吸率,为进一步研究土壤无机纳米微粒对不同价态金属离子的吸附解吸提供理论参考,主要研究结论如下：（1）黄壤不同上地利用方式土壤无机纳米微粒的分布趋势为：旱地>果园>茶园>林地>水田；紫色土不同上地利用方式土壤无机纳米微粒的分布趋势为：果园>茶园>林地>旱地>水田。上壤中有机质含量、游离氧化铁含量、CEC在黄壤和紫色土不同土地利用方式土壤无机纳米微粒中的分布具有相同的趋势,即在黄壤水田、紫色上茶园中含量最高,在黄壤果园、紫色土果园中含量最低。（2）去除有机质、游离氧化铁前后黄壤不同土地利用方式上壤无机纳米微粒对Ca2+的吸附量均随着Ca2+浓度的增加而增加,吸附量依次以下顺序递减：水田>茶园>旱地>林地>果园；去除有机质、游离氧化铁前后紫色土不同土地利用方式上壤无机纳米微粒对Ca2+的吸附量均随着Ca2+浓度的增加而增加,吸附量依次以下顺序递减：茶园>水田>林地>旱地>果园。黄壤、紫色土五种土地利用方式均为Freundlich方程拟合效果最佳,K值大小与黄壤、紫色土不同上地利用方式土壤无机纳米微粒中有机质含量、游离氧化铁含量和CEC分布趋势一致,与最高初始质量浓度时最大吸附量的大小规律一致。（3）去除有机质、游离氧化铁前后黄壤不同土地利用方式土壤无机纳米微粒对Ca2+的解吸量均随着时间的增加而增加,增加趋势与吸附量增加趋势基本一致,解吸量大小顺序为：水田>茶园>旱地>林地>果园,与吸附量大小顺序基本一致；去除有机质、游离氧化铁前后紫色土不同上地利用方式土壤无机纳米微粒对Ca2+的解吸量均随着时间的增加而增加,增加趋势与吸附量增加趋势基本一致,解吸量大小顺序为：茶园>水田>林地>旱地>果园,与吸附量大小顺序基本一致。去除有机质、游离氧化铁前后黄壤不同土地利用方式上壤无机纳米微粒对Ca2+的总解吸率大小顺序为：果园>林地>旱地>茶园>水田,与解吸量大小顺序刚好相反；去除有机质、游离氧化铁前后紫色土不同土地利用方式上壤无机纳米微粒对Ca2+的总解吸率大小顺序为：果园>旱地>林地>水田>茶园,与解吸量大小顺序刚好相反。（4）去除有机质、游离氧化铁前后黄壤、紫色土不同土地利用方式土壤无机纳米微粒对K+的吸附解吸规律与其对Ca2+的吸附解吸规律一致,但是,在同一初始K+、Ca2+质量浓度（mg·L-1）、同一土地利用方式土壤无机纳米微粒,K+、Ca2+的解吸率大小相差很大。
温小军[7]（2012）在《赣南稀土矿区土壤环境特征及稀土金属地球化学行为研究》文中进行了进一步梳理稀土资源的开发利用与其他资源一样,具有人类深度干扰、环境污染突出、生态严重恶化等特征,且稀土资源开发的污染问题一直被其应用价值特别是在农业方面的有益作用所掩盖,以至对稀土矿区生态环境问题的认识多停留在水土流失、植被破坏等表面现象上。目前针对稀土资源开发影响下对生态环境的影响研究相对比较零散,系统性不强,且较多集中在农用稀土进入土壤环境后稀土元素的地球化学行为等方面。本研究选取赣南三个稀土矿区——龙南高钇型稀土矿区、寻乌低钇低铕型稀土矿区和信丰中钇富铕型稀土矿区作为研究对象,结合野外取样、实验室模拟分析等方法,研究了赣南稀土矿区和稀土金属地球化学行为,得到如下结果。（1）赣南典型稀土矿区土壤肥力和稀土金属污染特征。矿区和矿区下游土壤综合肥力均比较低下,其中矿区土壤综合肥力为Ⅲ级（差）,矿区下游土壤综合肥力为Ⅱ级（一般）；各稀土矿区土壤均呈酸性或弱酸性,有机质含量较低,土壤中盐基性离子淋失严重,阳离子交换量随着土壤酸性增强而降低；营养元素流失严重,氮磷钾在矿区和矿区下游土壤环境中处于缺乏状态,氮磷钾有效性较低；土壤综合肥力与开采历史呈现时间累积效应。稀土矿区土壤环境中稀土金属含量均比较高,土壤稀土金属污染较严重。矿区土壤环境中稀土金属全量与稀土矿区开采历史、稀土矿区的开采状况有关系,如信丰稀土矿区开采历史短,矿区土壤环境中稀土金属全量最高；稀土金属有效性较高,稀土金属具有较高的活性。开采历史越短的矿区,其矿区和矿区下游土壤环境稀土金属有效性越高。（2）稀土矿区水土环境酸化和稀土金属在垂直剖面方向分布的时间效应。矿区土壤受稀土资源开发影响较大,土壤酸性较强,其中A层土壤酸化严重,到2011年10月,矿区土壤达到强酸性,土壤酸化现象极为严重,B层土壤酸性亦较强,酸化趋势比较明显,但C层土壤呈微弱减低趋势,呈弱酸性状态；矿区下游土壤A、B、C层酸化均比较严重,酸化程度是一个由表及里的过程,即A层酸化最严重（2011年快达到强酸性）,B、C层次之；相比土壤环境,研究区水体pH值变化不明显。矿区土壤环境中稀土全量和有效态稀土含量均极高,A、B层稀土全量逐年减少,稀土金属向低海拔区域和垂直方向发生迁移,C层土壤环境中稀土全量相对稳定,土壤A层中有效态稀土含量表现为逐年上升状态,但在同一年的4月（雨季）要比10月（旱季）要高；土壤B、C层中则维持在相对高值的状态；稀土金属在稀土矿区下游土壤环境中具有非常明显的表聚性,即土壤A层稀土金属增加明显,B层次之,C层微弱增加,有效态稀土金属含量与稀土全量具有类似特征。（3）稀土酸性废水对土壤理化性质变化、营养元素含量和有效性以及稀土金属形态转化、累积迁移和有效性的影响。稀土酸性废水的输入,胁迫土壤中稀土金属发生形态上的转化,使稀土金属有强烈向活性态稀土形态转化的趋势,活性态稀土金属随水力搬运作用和淋滤液淋出发生水平方向和垂直方向上的迁移,稀土金属向矿区下游区域扩散、吸附、累积,导致残渣态稀土金属含量和稀土全量降低以及稀土金属污染扩散。（4）模拟酸雨及稀土金属污染对稀土矿区土壤酸化、土壤酶活性以及对稀土金属活化、形态转化、迁移累积影响。不同酸碱度的模拟酸雨对稀土矿区土壤pH值、稀土淋失量及其化学形态转化的影响各不相同。模拟酸雨酸性越强,土壤酸化越严重,稀土淋出量越多,同时可能促进土壤中稀土形态之间的转化。稀土尾矿经模拟酸雨淋溶后,土壤酸化严重,酸雨酸性越强,土壤酸化越严重；菜园土经稀土La、Ce单一和复合污染后,土壤酸化不明显,但经稀土尾矿淋出液污染后土壤酸化严重。土壤脲酶活性变化符合稀土金属“低促高抑”的生态效应；不同处理培养下土壤脲酶活性的抑制率表现为：尾矿稀土淋出液污染>稀土La、Ce复合污染>稀土Ce单一污染>稀土La单一污染。过氧化氢酶活性则表现为先抑制后轻微促进,不同处理培养下土壤脲酶活性的抑制率表现为：尾矿稀土淋出液污染>稀土La. Ce复合污染>稀土La单一污染>稀土Ce单一污染；土壤脲酶对稀土污染更为敏感。综上所述,赣南典型稀土矿区土壤综合肥力低下,营养元素流失和稀土金属污染均比较严重,并不同程度地呈现时间累积效应；稀土金属含量及其有效性较高,极易通过土壤-植物、水土流失等途径进入食物链,造成污染扩散,存在较大的生态风险；稀土酸性废水和酸雨对稀土矿区土壤环境影响较大,可促进土壤酸化、理化性质变化、营养元素流失、土壤酶活性变化以及稀土金属活化溶出和形态转化,对区域生态环境的负面影响较大。
洪舒蔓[8]（2010）在《名山河流域水稻土组分对微团聚体吸附—解吸铜、锌的影响》文中指出本研究以名山河流域典型的水稻土为例,利用模拟-培养试验和选择溶解法,研究原土和不同粒级微团聚体颗粒组对Cu2+、Zn2+的吸附解吸特征,以及各土壤组分即有机质、游离氧化铁、无定形氧化铁对原土和不同粒径微团聚体吸附解吸Cu2+、Zn2+的影响。研究结果表明：原土和不同粒级微团聚体颗粒组对Cu2+的吸附特性用Langmuir等温吸附方程拟合最佳,对Zn2+的吸附特性用Freundlich等温吸附方程拟合最佳,说明本研究流域原土和微团聚体颗粒组对Cu2+的吸附属于单层吸附,对Zn2+的吸附为多层吸附。原土和不同粒径微团聚体颗粒组对Cu2+、Zn2+的吸附量以及吸附固持能力依次以下序递减：（<0.002mm）>2-0.25mm>原土>0.053-0.002mm>0.25-0.053mm,与有机质、游离氧化铁、无定形氧化铁、CEC含量显着相关,2-0.25mm和<0.002mm粒径对Cu2+、Zn2+的吸附量较高,属于Cu2+、Zn2+的富集团聚体颗粒组,且原土和各粒径微团聚体颗粒组对Cu2+的吸附固持能力显着高于Zn2+。不同质量浓度下原土和各粒径微团聚体对Cu2+、Zn2+的吸附均以专性吸附为主,且原土和各微团聚体颗粒组Zn2+的非专性质量分数显着高于Cu2+。去除有机质、游离氧化铁、无定形氧化铁后,原土和不同微团聚体颗粒组对Cu2、Zn2+的吸附量和吸附固持能力均有一定程度的降低,尤其是在<0.002mm和2-0.25mm粒径降低值较大,0.25-0.053mm粒组降低值较小,原土、0.053-0.002mm粒组降低值介于其中。去除各组分后原土和不同粒组微团聚体对Cu2+、Zn2+的吸附减少量大小顺序为：去有机质>去游离氧化铁>去无定形氧化铁,表明有机质对原土和不同微团聚体颗粒组吸附Cu2+、Zn2+的过程影响最大,不同处理间差异达到显着水平。同时有机质对Cu2+的选择吸附能力大于Zn2+,游离氧化铁则对Zn2+的选择吸附能力大于Cu2+,无定形氧化铁对Cu2+、Zn2+的选择吸附能力差异不明显。去除各土壤组分后原土和不同粒级微团聚体颗粒组对Cu2+、Zn2+的非专性吸附质量分数均显着上升,专性吸附质量分数则有一定程度的降低,表明去除各组分后原土和不同粒级微团聚体颗粒组对Cu2+、Zn2+束缚能力均降低,Cu2+、Zn2+以活性较高的易解吸态保留于土壤中,易产生迁移,增加了Cu2+、Zn2+在土壤中的流动性；专性吸附质量分数降低,则表明原土和不同粒级微团聚体颗粒组对Cu2+、Zn2+的固定能力降低,缓冲容量随之降低,同时进一步证明有机质、游离氧化铁、无定形氧化铁等土壤组分对专性吸附有显着贡献。
杨善谋[9]（2010）在《铜陵金属矿集区土壤中Cu、Cd元素污染评价及其缓变型地球化学灾害研究》文中认为重金属元素污染已成为土壤环境的重要因素,并直接或间接的危害到人体健康。铜陵地区是世界上典型的矽卡岩铜金矿集区之一,是一个有三千多年开采历史的有色多金属矿区。随着矿业不断开采,有害重金属物质可以通过多种途径进入土壤,如大气沉降,工业废水和生活污水的排放,工业固废和城市垃圾以及农药化肥的施用,这些污染物主要集中在土壤表层或耕层,但随着时间的延长,污染物在土壤内部会迁移扩散和化学形态的相互转化。本文对铜陵矿区土壤重金属元素Cu、Cd全量及形态进行了全面系统的研究分析。铜陵地区表层土壤重金属形态含量和变异程度变化较大:Cu的总量均值为98.5（mg·kg-1）,高于铜陵市土壤背景值（32.15 mg·kg-1）,其化学形态以残渣态为主,有机结合态和铁锰氧化态次之。Cd的总量均值为3.45（mg·kg-1）,远高于铜陵市土壤背景值（0.09 mg·kg-1）,,最大值高达24.6（mg·kg-1）,其化学形态中有机结合态最小（0.51 mg·kg-1）、离子交换态次之（0.77 mg·kg-1）。采用了地积累指数法、沉积物富集系数法、次生相富集系数法和次生相原生相分布比值法对研究区土壤重金属Cu、Cd进行了评价。结果表明:Cu、Cd的地积累指数主要为中强水平,个别处于极强水平;Cu的沉积富集系数为0～15之间,Cd的沉积富集系数为20～50之间,Cd的沉积作用大于Cu;Cu、Cd次生相富集系数法和次生相原生相分布比值法基本一致,Cu的次生相富集系数法和次生相原生相分布比值法结果大于Cd,但四种评价方法评价结果趋势基本一致。根据洁净区域和受污染区域沉积物中的“非稳态”重金属含量两者之间差值,估算土壤重金属的人为输入量。结果表明:Cu的输入量在0μg/g～458.03μg/g之间,平均值为54μg/g;Cd的输入量在0μg/g～21.70μg/g之间,平均值为1.63μg/g;运用剖面分析法分析了重金属Cu、Cd的形态迁移特征,结果表明:重金属Cu、Cd主要以离子交换态、碳酸盐结合态和有机质结合态迁移为主。根据缓变型地球化学灾害模型,研究了土壤中Cu、Cd的缓变型地球化学特征。结果表明TCASE+C与TRCPE+C+F+O之间、TCASE+C+F与TRCPE+C+F+O之间,符合缓变型地球化学灾害数学模型特征,土壤存在发生Cu、Cd缓变型地球化学灾害的可能性。对于Cu元素,在pH为5.0、5.02.0时,其缓变型地球化学灾害临界点分别为222.22、81.68 mg·kg-1,爆发点分别为438.75、384.99 mg·kg-1;对于Cd元素,在pH为5.0、5.02.0时,其缓变型地球化学灾害临界点分别为11.25、9.7 mg·kg-1,爆发点分别为14.61、24 mg·kg-1。随着酸性程度的增强,具有爆发Cu缓变型地球化学灾害可能的区域面积增大,临界点和爆发点均提前,研究区土壤中尚没有出现Cu、Cd缓变型地球化学灾害爆发的区域。土壤受到长期持续重金属输入积累以及土壤酸化、环境容量变小,是研究区土壤可能发生Cu、Cd重金属元素缓变型地球化学灾害的主要原因。
杜平[10]（2010）在《虞城县惠楼优质山药的品质及立地条件分析》文中指出本文通过野外实地调查采样、室内化验分析,对虞城县惠楼优质山药的品质及立地条件进行了初步的研究。全文共分为六个部分:第一部分:主要介绍了国内外山药研究的现状、存在的问题,以及本研究的内容及意义。第二部分:介绍了本研究的研究方法。第三部分:分析了惠楼山药与及对比样品中多种营养成分的含量,对惠楼山药的优良品质进行了研究。第四部分:通过对惠楼优质山药种植区土壤理化性质、养分状况、微量元素和常量元素含量的分析,探讨了土壤对山药的生长和品质的影响。第五部分:通过对惠楼优质山药种植区地下水理化性质和微量元素、常量元素含量的分析,探讨了地下水对山药的生长和品质的影响。第六部分:研究结论。通过以上研究,得出如下主要结论:（1）惠楼山药质地细腻,皮薄易剥,口感面甜、黏滑、不麻不涩,营养丰富,是一种品质优良的山药品种。惠楼山药中的还原糖、淀粉、多糖,蛋白质含量较对照样品（河南焦作怀山药和山东单县山药）明显偏高;氨基酸种类比较齐全,在17种氨基酸中,惠楼山药中的组氨酸、赖氨酸、苏氨酸、蛋氨酸、丙氨酸、甘氨酸、丝氨酸、酪氨酸含量以及氨基酸总量均高于怀山药,脯氨酸、异亮氨酸、缬氨酸、胱氨酸含量与怀山药相当。干物质含量高于怀山药,而水分含量和皮重均低于怀山药。其质地细腻、品质优良可能与此有关。含有多种微量元素和常量元素,在测定的13种元素中,惠楼山药中的Cu、Zn、Ni、Pb、Ba、Sr、Li、Mn、Fe和Ca含量均高于怀山药。（2）惠楼山药种植区的土壤立地条件比较优越,多数元素和养分含量较高,物理和化学性质适合山药生长。惠楼山药种植区的土壤结构和通气状况良好。表层土壤pH呈弱碱性,且略低于对照区,沿土壤剖面向下pH值略有上升,可能是山药生长大量吸收盐基离子所致。土壤质地以粉砂壤土和砂壤土为主,质地分层现象比较明显,与周围对照区基本一致,但>0.05mm的物理性砂粒略高于对照区。土壤容重大于对照区,而总孔隙度小于对照区。土壤表层速效K、速效P平均含量略高于周围对照区;但是,由于惠楼山药种植区土壤质地偏轻,土壤CEC含量较低,保肥、供肥和缓冲能力较弱;有效硅含量也低于华北平原土壤有效硅临界值。惠楼山药种植区土壤表层样品（包括混合样和剖面表层样）的Mn、Ca、Zn、Cu全量明显高于周围对照土壤,Fe、Cr、Pb、Co全量与对照区土壤基本持平,而Mg、Ni、Ba、Sr、Li全量明显低于对照土壤。这可能与山药种植区成土母质和地下水组成有关。（3）惠楼山药种植区地下水化学组成属于碳酸氢钠-碳酸钙（NaHCO3-CaCO3）型,矿化度分级属于咸水和微咸水,且矿化度高于周围对照区地下水;地下水中Cu、Pb、Zn、Ni、Ba、Co、Mn、Fe、Mg平均含量高于周围对照区含量;这与山药种植区半湿润气候、地势相对低洼、地下水排泄不畅等因素有关。地下水水质属Ⅲ类标准,水质较好。（4）当前,惠楼优质山药的种植面积很小。影响其丰产的关键因素是地势低洼、内涝频繁;山药病害比较严重。今后应建立健全山药种植区排水设施,加强山药病虫害的研究与防治。在豫东平原,选择气候、土壤和地下水与惠楼山药立地条件相似的地区,可以开展惠楼优质山药的引种和推广试验,使这种名优土特产惠及更多的农民。
二、呈贡县蔬菜土壤有机质、阳离子交换量及分布特征研究（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、呈贡县蔬菜土壤有机质、阳离子交换量及分布特征研究（论文提纲范文）
（1）西南黄壤辣椒-白菜轮作系统的镁营养调控与品质效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 镁素与作物及人体健康 |
| 1.2 土壤-作物系统的镁缺乏现状 |
| 1.2.1 我国土壤镁养分状况 |
| 1.2.2 植物镁缺乏的影响因素 |
| 1.3 镁肥在农业生产中的应用现状 |
| 1.4 蔬菜生产及其营养地位 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 选题背景与依据 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.3.1 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤养分状况 |
| 2.3.2 土施镁肥对辣椒产量建成及经济效益的影响 |
| 2.3.3 土施镁肥对辣椒营养品质及人体健康效应的影响 |
| 2.3.4 土施镁肥对大白菜营养品质及健康风险的影响 |
| 2.3.5 西南黄壤上辣椒-大白菜轮作系统的镁淋失及平衡 |
| 2.3.6 镁肥施用方式对辣椒生产及土壤镁素转化的影响 |
| 2.4 技术路线 |
| 第3章 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤养分状况 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区域 |
| 3.2.2 农户生产调研与土壤取样 |
| 3.2.3 作物生产系统的养分平衡分析 |
| 3.2.4 土样分析 |
| 3.2.5 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 西南黄壤典型蔬菜系统的养分平衡状况 |
| 3.3.2 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤碳氮状况 |
| 3.3.3 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤有效磷状况 |
| 3.3.4 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤有效钾钙镁状况 |
| 3.3.5 西南黄壤典型蔬菜系统的土壤pH状况 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 西南黄壤典型蔬菜轮作系统的养分平衡 |
| 3.4.2 菜地土壤碳氮对耕地利用变化的响应 |
| 3.4.3 菜地土壤磷对耕地利用变化的响应 |
| 3.4.4 菜地土壤pH对耕地利用变化的响应 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 土施镁肥对辣椒产量建成及经济效益的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验地 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品的采集和分析 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 镁肥对辣椒产量、产量构成、生物量和收获指数的影响 |
| 4.3.2 镁肥对辣椒植株镁浓度、镁累积量及收获期土壤交换性镁浓度的影响 |
| 4.3.3 辣椒产量和生物量对植株镁营养及土壤交换性镁浓度的响应 |
| 4.3.4 镁肥对辣椒叶片净光合速率和叶绿素含量的影响 |
| 4.3.5 镁肥对辣椒果实果形指数和经济效益的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 施用镁肥对辣椒生产的影响 |
| 4.4.2 基于高产的辣椒系统土壤交换性镁和植株镁临界值的建立 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 土施镁肥对辣椒营养品质及人体健康效应的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验地 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品的采集和分析 |
| 5.2.4 健康效应评价 |
| 5.2.5 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 镁肥对辣椒果实营养品质的影响 |
| 5.3.2 镁强化辣椒的摄入对相关营养素推荐摄入量的贡献 |
| 5.3.3 镁强化辣椒的人体健康效应 |
| 5.3.4 镁肥对辣椒果实辣椒素(类)物质浓度及其成人饮食摄入的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 辣椒果实镁和钙、锌、维C品质间的关系 |
| 5.4.2 施用镁肥对我国辣椒消费人群健康效应的影响 |
| 5.4.3 辣椒素(类)物质与人体健康 |
| 5.4.4 基于人体健康效应的辣椒镁肥管理启示 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 土施镁肥对大白菜营养品质及健康风险的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验地 |
| 6.2.2 试验设计 |
| 6.2.3 样品的采集和分析 |
| 6.2.4 健康风险评估 |
| 6.2.5 数据分析 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 镁肥对大白菜产量、生物量、镁吸收和相关营养品质的影响 |
| 6.3.2 镁肥对大白菜重金属浓度的影响 |
| 6.3.3 人体健康风险评估 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 施用镁肥对大白菜产量和营养品质的影响 |
| 6.4.2 施用镁肥对大白菜重金属浓度的影响 |
| 6.4.3 施用镁肥对摄食大白菜重金属健康风险的影响 |
| 6.4.4 大白菜生产中的镁肥管理 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 西南黄壤上辣椒-大白菜轮作系统的镁素淋洗损失及平衡 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 试验地 |
| 7.2.2 试验设计 |
| 7.2.3 地下淋溶原位监测装置的安装和样品采集 |
| 7.2.4 文献数据收集和分析 |
| 7.2.5 数据分析 |
| 7.3 结果 |
| 7.3.1 各生态系统的镁素淋失状况及主要影响因素 |
| 7.3.2 西南黄壤上辣椒-大白菜轮作系统的镁淋失状况 |
| 7.3.3 施用镁肥对蔬菜系统镁累积量及其土壤交换性镁浓度的影响 |
| 7.3.4 镁素平衡 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 主要露地生态系统的镁素淋洗和影响因素分析 |
| 7.4.2 基于优化产量和维持系统镁素平衡的露地蔬菜系统镁肥管理策略 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 镁肥施用方式对辣椒生产及土壤镁素转化的影响 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 材料与方法 |
| 8.2.1 试验地 |
| 8.2.2 试验设计 |
| 8.2.3 样品的采集和分析 |
| 8.2.4 相关计算 |
| 8.2.5 数据分析 |
| 8.3 结果 |
| 8.3.1 施镁方式对辣椒产量、产量构成、生物量和收获指数的影响 |
| 8.3.2 施镁方式对辣椒叶片叶绿素含量的影响 |
| 8.3.3 施镁方式对辣椒植株镁浓度和累积量的影响 |
| 8.3.4 施镁方式对辣椒营养品质的影响 |
| 8.3.5 施镁方式对辣椒收获期土壤镁形态转变的影响 |
| 8.4 讨论 |
| 8.4.1 辣椒产量和生物量 |
| 8.4.2 辣椒植株各器官镁的分配 |
| 8.4.3 辣椒营养品质及综合效应 |
| 8.4.4 镁肥管理启示 |
| 8.5 小结 |
| 第9章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 论文发表、获奖情况及参与学术活动情况 |
（2）陆良县菜地土壤-蔬菜系统重金属污染评价及来源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题的背景与意义 |
| 1.2 综述 |
| 1.2.1 设施菜地面临的问题 |
| 1.2.2 土壤重金属的来源 |
| 1.2.3 菜地土壤重金属的行为过程 |
| 1.2.4 农田土壤重金属污染评价 |
| 1.2.5 土壤重金属与蔬菜质量安全 |
| 1.2.6 土壤重金属来源解析 |
| 1.3 研究的内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究的内容 |
| 1.3.2 研究技术路线 |
| 1.3.3 预期完成的目标及创新点 |
| 第二章 菜地土壤重金属污染评价 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 菜地土壤重金属全量的含量特征 |
| 2.3.2 菜地土壤重金属环境质量评价 |
| 2.3.3 菜地土壤重金属污染评价 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 土壤-蔬菜系统重金属形态解析及关联特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验过程 |
| 3.2.1 样品的采集 |
| 3.2.2 样品分析 |
| 3.2.3 计算与评价方法 |
| 3.3 数据处理 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 蔬菜中重金属含量分析 |
| 3.4.2 土壤-蔬菜系统重金属的赋存形态与富集特性 |
| 3.4.3 土壤—蔬菜系统重金属综合质量评价 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 菜地重金属污染源解析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区菜地管理情况 |
| 4.2.2 样品的采集 |
| 4.2.3 样品的分析 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 施肥过程对土壤重金属的输入 |
| 4.3.2 土壤重金属同源性分析 |
| 4.3.3 土壤重金属来源解析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表论文目录 |
| 附录B 攻读学位期间参与的科研项目 |
（3）有机物料对轻度盐渍化设施土壤修复效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 盐渍化土壤的分布与特征 |
| 1.3 土壤盐渍化的成因 |
| 1.3.1 自然因素 |
| 1.3.2 人为因素 |
| 1.4 盐渍化土壤的危害 |
| 1.5 外源有机物料对盐渍化土壤修复研究进展 |
| 1.5.1 生物炭修复盐渍化土壤研究进展 |
| 1.5.2 生物有机肥修复盐渍化土壤研究进展 |
| 1.5.3 牛粪修复盐渍化土壤研究进展 |
| 1.5.4 微生物修复盐渍化土壤研究进展 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.6.1 有机物料对设施菜田阴离子型轻度盐渍化土壤修复效果研究 |
| 1.6.2 有机物料对设施菜田阳离子型轻度盐渍化土壤修复效果研究 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 永清县设施菜田土壤与灌溉水盐分特征的调查与分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 调查区概况 |
| 2.1.2 调查方法与样品的测定 |
| 2.1.3 数据统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 土壤p H值与盐分含量分析 |
| 2.2.2 灌溉水pH值与盐分含量分析 |
| 2.3 小结 |
| 3 有机物料对阴离子型轻度盐渍化设施土壤的修复效果研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验区概况 |
| 3.1.2 供试材料 |
| 3.1.3 试验设计 |
| 3.1.4 试验实施 |
| 3.1.5 样品的采集与测定 |
| 3.1.6 数据统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 有机物料配施菌剂对土壤pH值的影响 |
| 3.2.2 有机物料配施菌剂对土壤EC值的影响 |
| 3.2.3 有机物料配施菌剂对土壤水溶性盐总量的影响 |
| 3.2.4 有机物料配施菌剂对土壤水溶性盐分离子的影响 |
| 3.2.5 有机物料配施菌剂对土壤有机质、速效氮磷钾含量的影响 |
| 3.2.6 有机物料配施菌剂对辣椒生长的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 青县甜瓜特优区土壤与灌溉水盐分特征的调查与分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 调查区概况 |
| 4.1.2 调查方法与过程 |
| 4.1.3 不同种植年限设施菜田土壤基本理化性质 |
| 4.1.4 数据统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同种植年限设施土壤盐渍化程度调查与分析 |
| 4.2.2 设施甜瓜灌溉水的盐渍化程度调查与分析 |
| 4.3 小结 |
| 5 有机物料对阳离子型轻度盐渍化设施土壤的修复效果研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 试验实施 |
| 5.1.4 样品的采集与测定 |
| 5.1.5 数据统计分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 有机物料对设施甜瓜轻度盐渍化土壤的修复效果 |
| 5.2.2 有机物料对设施甜瓜轻度盐渍化土壤有机质和速效氮磷钾养分含量的影响 |
| 5.2.3 有机物料对轻度盐渍化设施土壤甜瓜生长的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 有机物料对设施菜田阴离子型轻度盐渍化土壤的修复效果 |
| 6.1.2 有机物料对设施菜田阳离子型轻度盐渍化土壤的修复效果 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（4）昆明市土壤环境保护优先区与土壤污染重点治理区区划研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题目的及意义 |
| 1.2 研究内容及思路 |
| 1.3 研究现状 |
| 1.3.1 国内研究现状 |
| 1.3.2 国外研究现状 |
| 1.4 论文创新点及技术路线 |
| 1.4.1 论文创新点 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 区划方法 |
| 2.1 已有的工作基础及相关资料收集整理 |
| 2.1.1 土壤已有的工作基础 |
| 2.1.2 基础图件收集与处理 |
| 2.2 识别划分对象 |
| 2.2.1 土壤环境保护优先区划分对象 |
| 2.2.2 土壤重点治理区划分对象 |
| 2.3 划分方法 |
| 2.3.1 土壤环境保护优先区的划分 |
| 2.3.2 土壤污染重点治理区的划分 |
| 2.4 初步划分 |
| 2.4.1 土壤环境保护优先区初步划分 |
| 2.4.2 土壤污染重点治理区初步划分 |
| 2.5 区划的修正融合 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 区划结果与分析 |
| 3.1 土壤环境保护优先区划定结果 |
| 3.1.1 土壤环境保护优先区划定结果 |
| 3.1.2 优先区划定结果分析 |
| 3.2 土壤污染重点治理区划定结果 |
| 3.2.1 土壤污染重点治理区区划范围 |
| 3.2.2 土壤污染重点治理区划定结果及分析 |
| 3.3 优先区概况及防控重点 |
| 3.3.1 优先区概况 |
| 3.3.2 优先区防控重点 |
| 3.4 重点治理区管理对策 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 划定区域土壤环境质量监测与评价 |
| 4.1 监测范围 |
| 4.2 土样监测与评价指标 |
| 4.3 土样监测与评价方法 |
| 4.3.1 采样和布点 |
| 4.3.2 土壤样品制备 |
| 4.3.3 评价标准值 |
| 4.3.4 评价方法 |
| 4.4 土壤综合评价结果 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A(攻读硕士学位期间科研成果) |
| 附录B |
| 附录C |
（5）土壤条件对浓香型特色优质烟叶形成的影响研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| 1.文献综述 |
| 1.1 土壤质地对烟叶产量及品质特色形成的影响 |
| 1.2 土壤水分对烟叶产量和品质特色形成的影响 |
| 1.3 土壤 pH 值对烟草质量和品质特色形成的影响 |
| 1.4 土壤养分对烟叶产量和品质特色形成的影响 |
| 1.4.1 土壤大量元素含量对烟叶产量和品质的影响 |
| 1.4.1.1 土壤中氮素含量对烟叶产量和品质的影响 |
| 1.4.1.2 土壤中磷素含量对烟叶产量和品质的影响 |
| 1.4.1.3 土壤中钾的含量对烟叶产量和品质的影响 |
| 1.4.2 土壤微量元素对烟叶产量和品质特色形成的影响 |
| 1.4.2.1 硼对烟叶质量及品质的影响 |
| 1.4.2.2 氯对烟叶质量及品质的影响 |
| 1.4.3 土壤有机质含量对烟叶产量和品质的影响 |
| 1.5 土壤阳离子交换量对烟叶质量及品质形成的影响 |
| 1.6 土壤盐基饱和度对烟叶质量及品质形成的影响 |
| 2 引言 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 试验设计 |
| 3.1.1 样品来源 |
| 3.1.2 样品采集与分析 |
| 3.1.3 测定项目 |
| 3.2 测定方法 |
| 3.2.1 土壤机械组成的测定及土壤质地的分类 |
| 3.2.2 土壤 pH 的测定 |
| 3.2.3 土壤速效养分及矿质元素的测定 |
| 3.2.4 阳离子交换量的测定 |
| 3.2.5 换性盐基总量的测定 |
| 3.2.6 感官评吸 |
| 3.3 数据处理与分析 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 浓香型烟叶产区土壤理化性状 |
| 4.1.1 浓香型烟叶产区土壤质地分布状况 |
| 4.1.2 浓香型烟叶产区土壤 pH 值分布状况 |
| 4.1.3 浓香型烟叶产区土壤有机质含量状况 |
| 4.1.4 浓香型烟叶产区土壤阳离子交换量的分布状况 |
| 4.1.5 浓香型烟叶产区土壤盐基饱和度分布状况 |
| 4.1.6 浓香型烟叶产区土壤全量矿质元素含量状况 |
| 4.1.6.1 浓香型烟叶产区土壤中大量元素的含量状况 |
| （1）全磷的含量状况 |
| （2）全钾的含量状况 |
| 4.1.6.2 浓香型烟叶产区土壤中中微量元素的含量状况 |
| （1）Al 的含量状况 |
| （2）Ca 的含量状况 |
| （3）Fe 含量的分布状况 |
| （4）Mg 的含量状况 |
| （5）Mn 的含量状况 |
| （6）Na 的含量状况 |
| （7）Cu 的含量状况 |
| （8）Ba 的含量状况 |
| （9）浓香型烟叶产区土壤 Zn 的含量状况 |
| 4.1.7 土壤速效矿质元素 |
| 4.1.7.1 浓香型烟叶产区土壤碱解氮的含量分布状况 |
| 4.1.7.2 浓香型烟叶产区土壤速效磷的分布状况 |
| 4.1.7.3 浓香型烟叶产区土壤速效钾的含量状况 |
| 4.2 土壤因素与烟叶质量及风格特色的关系 |
| 4.2.1 浓香型产区土壤质地与烟叶质量风格特色的关系研究 |
| 4.2.1.1 不同质地土壤上烟叶的常规化学成分含量的比较 |
| 4.2.1.2 不同土壤质地上烟叶中矿质元素含量的比较 |
| 4.2.1.3 不同土壤质地上烟叶风格特征的比较 |
| 4.2.1.4 不同土壤质地上浓香型烟叶品质特征的比较 |
| 4.2.1.5 烟叶中常规化学成分的含量与土壤机械组成的相关性 |
| 4.2.1.6 烟叶中矿质元素含量与土壤机械组成的相关性 |
| 4.2.1.7 烟叶的风格特征与土壤机械组成的关系 |
| 4.2.1.8 烟叶的品质特征与土壤机械组成的相关性 |
| 4.2.2 土壤理化性状对烟叶质量特色的影响 |
| 4.2.2.1 烟叶风格特征与土壤理化性状的相关性 |
| 4.2.2.2 烟叶品质特征与土壤理化性状的关系 |
| 4.2.2.3 烟叶化学成分与土壤理化性状的关系 |
| 4.3 土壤因素对烟叶质量特色形成的贡献 |
| 4.3.1 土壤因素对烟叶化学成分含量的影响大小 |
| 4.3.2 土壤因素对烟叶风格特征的影响大小 |
| 4.3.3 土壤因素对烟叶品质的影响大小 |
| 5 结论与讨论 |
| 5.1 浓香型烟叶产区土壤理化性状 |
| 5.2 土壤因素与烟叶质量特色的关系 |
| 5.2.1 浓香型烟叶产区土壤质地与烟叶质量特色风格形成的关系 |
| 5.2.2 土壤理化性质与烟叶质量特色的关系 |
| 5.3 土壤因素对烟叶质量特色形成的贡献 |
| 参考文献 |
| 英文摘要 |
（6）名山河流域不同土地利用方式土壤无机纳米微粒对钙的吸附解吸特征影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 土壤无机纳米微粒研究进展 |
| 1.2.2 钙的性质与功能以及在土壤中的形态 |
| 1.2.3 土壤对Ca~(2+)吸附-解吸的研究 |
| 1.2.4 描述土壤组分对金属吸附解吸的数学模型 |
| 1.2.5 小结 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试土壤 |
| 2.2 试验分析方法 |
| 2.2.1 土壤无机纳米微粒的提取 |
| 2.2.2 供试金属离子 |
| 2.2.3 土壤基本性质测定方法 |
| 2.2.4 土壤无机纳米微粒对Ca~(2+)的吸附解吸热力学实验 |
| 2.2.5 土壤组分的去除方法 |
| 2.2.6 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒的分布以及主要基本性质 |
| 3.1.1 不同上地利用方式土壤无机纳米微粒在土壤中的分布特征 |
| 3.1.2 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒中有机质的差异 |
| 3.1.3 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒中游离氧化铁的差异 |
| 3.1.4 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒中CEC的差异 |
| 3.1.5 小结 |
| 3.2 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒对CA~(2+)的吸附解吸热力学特征影响 |
| 3.2.1 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒对Ca~(2+)的吸附热力学特征影响 |
| 3.2.2 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒对Ca~(2+)的解吸热力学特征影响 |
| 3.2.3 小结 |
| 3.3 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒去除有机质后对CA~(2+)的吸附解吸特征 |
| 3.3.1 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒去除有机质后对Ca~(2+)的吸附特征 |
| 3.3.2 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒去除有机质后对Ca~(2+)的解吸特征 |
| 3.3.3 小结 |
| 3.4 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒去除游离氧化铁后对CA~(2+)的吸附解吸特征 |
| 3.4.1 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒去除游离氧化铁后对Ca~(2+)的吸附特征 |
| 3.4.2 原土和各粒级组分去除游离氧化铁后对Ca~(2+)的解吸特征 |
| 3.4.3 小结 |
| 3.5 不同土地利用方式土壤无机纳米微粒对不同价态金属离子的吸附解吸特征比较 |
| 3.5.1 不同土地利用方式上壤无机纳米微粒对K~+的吸附特征 |
| 3.5.2 不同土地利用方式上壤无机纳米微粒对K~+的解吸特征 |
| 3.5.3 不同土地利用方式上壤无机纳米微粒对K~+、Ca~(2+)的吸附解吸特征比较 |
| 3.5.4 小结 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）赣南稀土矿区土壤环境特征及稀土金属地球化学行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语 |
| 目录 |
| 第一章 前言 |
| 1. 问题的提出 |
| 2. 国内外研究现状 |
| 2.1 稀土金属在土壤环境中的分布特征 |
| 2.2 稀土金属在水生环境中的分布特征 |
| 2.3 生物体内稀土金属赋存特征 |
| 2.4 稀土金属环境化学及生态效应研究 |
| 2.5 外部因素胁迫下稀土金属环境化学效应 |
| 2.6 目前亟待解决的问题 |
| 3. 本研究的主要内容及技术路线 |
| 3.1 主要内容 |
| 3.2 技术路线 |
| 第二章 赣南典型稀土矿区土壤环境及稀土金属污染特征与评价 |
| 1. 引言 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 土壤取样 |
| 2.3 测定方法 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 2.5 土壤肥力评价 |
| 2.6 土壤稀土金属污染评价 |
| 3. 结果与分析 |
| 3.1 稀土矿区土壤肥力状况 |
| 3.2 稀土矿区土壤环境稀土金属含量 |
| 3.3 稀土矿区土壤污染评价 |
| 4. 讨论 |
| 4.1 稀土矿区土壤肥力 |
| 4.2 稀土矿区土壤的稀土金属污染 |
| 5. 结论 |
| 第三章 稀土矿区水土环境酸化和稀土金属分布的时间效应研究 |
| 1. 引言 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 土壤取样 |
| 2.2 测定方法 |
| 2.3 数据分析方法 |
| 3. 结果与分析 |
| 3.1 稀土矿区土壤酸碱度变化特征 |
| 3.2 稀土矿区土壤环境稀土金属全量迁移累积的时间效应特征 |
| 3.3 稀土矿区土壤环境有效态稀土金属迁移累积的时间效应特征 |
| 3.4 稀土矿区水体环境在2009～2011年间的变化特征 |
| 4. 讨论 |
| 4.1 稀土矿区土壤酸碱度 |
| 4.2 稀土矿区土壤稀土含量 |
| 4.3 稀土矿区水体环境 |
| 5. 结论 |
| 第四章 酸性废水对稀矿区土壤环境及稀土迁移累积和形态的影响 |
| 1. 引言 |
| 2. 材料和方法 |
| 2.1 土壤取样 |
| 2.2 稀土酸性废水 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 测定方法 |
| 2.5 统计分析 |
| 3. 结果和讨论 |
| 3.1 稀土酸性废水对土壤理化性质及营养元素的影响 |
| 3.2 稀土酸性废水对土壤环境稀土金属迁移的影响 |
| 3.3 稀土酸性废水对土壤对土壤环境稀土金属有效性的影响 |
| 4. 讨论 |
| 4.1 土壤理化性质 |
| 4.2 土壤营养元素 |
| 4.3 稀土形态 |
| 4.4 稀土有效性 |
| 5. 结论 |
| 第五章 酸雨对稀土矿区土壤环境和稀土金属地球化学行为的影响 |
| 1. 引言 |
| 2. 材料和方法 |
| 2.1 土壤取样及测定 |
| 2.2 酸雨模拟 |
| 2.3 土柱淋溶实验方法 |
| 2.4 酸雨淋溶实验 |
| 2.5 稀土金属污染实验及土壤酶测定 |
| 2.6 土壤酶抑制率计算 |
| 2.7 统计与计算 |
| 3. 结果与讨论 |
| 3.1 模拟酸雨淋溶、稀土淋出液培养对土壤酸碱度的影响 |
| 3.2 模拟酸雨对土壤稀土元素淋出的影响 |
| 3.3 模拟酸雨淋溶时间对土壤稀土淋出量的影响 |
| 3.4 模拟酸雨对土壤淋出稀土地球化学形态的影响 |
| 3.5 稀土La、Ce单一污染对土壤酶活性的影响 |
| 3.6 稀土La、Ce复合污染对土壤酶活性的影响 |
| 3.7 尾矿稀土淋出液对土壤酶活性的影响 |
| 3.8 稀土污染对土壤酶抑制率的影响 |
| 4. 结论 |
| 第六章 小结与展望 |
| 1. 小结 |
| 1.1 赣南典型稀土矿区土壤环境特征 |
| 1.2 赣南稀土矿区土壤环境稀土金属含量特征 |
| 1.3 稀土酸性废水对稀土矿区土壤环境及稀土元素环境化学行为的影响 |
| 1.4 酸雨对稀土矿区土壤环境及稀土元素环境化学行为的影响 |
| 2. 展望 |
| 2.1 稀土金属环境化学行为特征研究的进一步完善 |
| 2.2 赣南稀土矿区稀土金属生态和毒理效应研究 |
| 2.3 稀土矿区生态恢复方法研究 |
| 2.4 稀土金属相关标准研究 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表文章 |
| 致谢 |
（8）名山河流域水稻土组分对微团聚体吸附—解吸铜、锌的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土壤微团聚体与土壤肥力的研究 |
| 1.2.2 土壤微团聚体对重金属的吸附-解吸研究 |
| 1.2.2.1 不同土壤粒径颗粒对重金属的吸附-解吸行为研究 |
| 1.2.2.2 重金属在土壤不同粒径中的分布 |
| 1.2.2.3 土壤微团聚体对重金属的吸附-解吸研究 |
| 1.2.3 描述土壤微团聚体对重金属吸附解吸的数学模型 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试土壤 |
| 2.2 试验分析方法 |
| 2.2.1 土壤微团聚体粒径分级 |
| 2.2.2 供试重金属离子 |
| 2.2.3 土壤基本性质测定方法 |
| 2.2.3.1 土壤pH的测定——土水比为1:2.5 |
| 2.2.3.2 有机质——用K_2Cr_2O_7氧化法(外加热法)测定 |
| 2.2.3.3 游离氧化铁——连二亚硫酸钠-柠檬酸三钠-碳酸氢钠(DCB)法测定 |
| 2.2.3.4 阳离子交换量(CEC)——NH_4OAc交换法测定 |
| 2.2.3.5 无定形氧化铁——酸性草酸-草酸铵缓冲溶液浸提测定 |
| 2.2.4 原土和土壤微团聚体对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附解吸试验 |
| 2.2.4.1 原土和土壤微团聚体对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附试验 |
| 2.2.4.2 原土和土壤微团聚体对Cu~(2+)、Zn~(2+)的解吸试验 |
| 2.2.4.3 计算方法 |
| 2.2.5 土壤组分的去除方法 |
| 2.2.6 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 原土和微团聚体颗粒组基本性质分布 |
| 3.1.1 原土和微团聚体颗粒组中有机质分布 |
| 3.1.2 原土和微团聚体颗粒组中氧化物分布 |
| 3.1.3 原土和微团聚体颗粒组中CEC分布 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 名山河流域原土和微团聚体颗粒组对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附解吸 |
| 3.2.1 原土和微团聚体颗粒组对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附特征研究 |
| 3.2.1.1 不同Cu~(2+)浓度下原土和不同粒级微团聚体对Cu~(2+)的吸附量和吸附曲线 |
| 3.2.1.2 不同Zn~(2+)浓度下原土和各粒径微团聚体对Zn~(2+)的吸附量和吸附曲线 |
| 3.2.1.3 不同质量浓度下Cu~(2+)、Zn~(2+)的分布系数K_d |
| 3.2.1.4 原土和微团聚体的基本性质对吸附能力的影响 |
| 3.2.2 名山河流域原土和微团聚体颗粒组对Cu~(2+)、Zn~(2+)的解吸特征研究 |
| 3.2.2.1 不同Cu~(2+)浓度下原土和不同粒径微团聚体对Cu~(2+)的解吸量 |
| 3.2.2.2 不同Zn~(2+)浓度下原土和不同粒径微团聚体对Zn~(2+)的解吸特征 |
| 3.2.3 小结 |
| 3.3 原土和微团聚体颗粒组去除有机质后对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附解吸特征 |
| 3.3.1 土壤各组分的去除 |
| 3.3.2 原土和微团聚体颗粒组去除有机质后对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附特征研究 |
| 3.3.2.1 原土和微团聚体颗粒组去除有机质后对Cu~(2+)的吸附 |
| 3.3.2.2 原土和微团聚体颗粒组去除有机质后对Zn~(2+)的吸附 |
| 3.3.3 原土和微团聚体颗粒组去除有机质后对Cu~(2+)、Zn~(2+)的解吸特征研究 |
| 3.3.3.1 原土和微团聚体颗粒组去除有机质后对Cu~(2+)的解吸 |
| 3.3.3.2 原土和微团聚体颗粒组去除有机质后对Zn~(2+)的解吸 |
| 3.3.4 小结 |
| 3.4 原土和微团聚体颗粒组去除游离氧化铁后对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附解吸特征研究 |
| 3.4.1 原土和微团聚体颗粒组去除游离氧化铁后对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附特征研究 |
| 3.4.1.1 原土和微团聚体颗粒组去除游离氧化铁后对Cu~(2+)的吸附 |
| 3.4.1.2 原土和微团聚体颗粒组去除游离氧化铁后对Zn~(2+)的吸附 |
| 3.4.2 原土和微团聚体颗粒组去除游离氧化铁后对Cu~(2+)、Zn~(2+)的解吸特征研究 |
| 3.4.2.1 原土和微团聚体颗粒组去除游离氧化铁后对Cu~(2+)的解吸 |
| 3.4.2.2 原土和微团聚体颗粒组去除游离氧化铁后对Zn~(2+)的解吸 |
| 3.4.3 小结 |
| 3.5 原土和微团聚体颗粒组去除无定形氧化铁后对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附解吸特征研究 |
| 3.5.1 原土和微团聚体颗粒组去除无定形氧化铁后对Cu~(2+)、Zn~(2+)的吸附特征研究 |
| 3.5.1.1 原土和微团聚体颗粒组去除无定形氧化铁后对Cu~(2+)的吸附 |
| 3.5.1.2 原土和微团聚体颗粒组去除无定形氧化铁后对Zn~(2+)的吸附 |
| 3.5.2 原土和微团聚体颗粒组去除无定形氧化铁后对Cu~(2+)、Zn~(2+)的解吸特征研究 |
| 3.5.2.1 原土和微团聚体颗粒组去除无定形氧化铁后对Cu~(2+)的解吸 |
| 3.5.2.2 原土和微团聚体颗粒组去除无定形氧化铁后对Zn~(2+)的解吸 |
| 3.5.3 小结 |
| 3.6 去除各土壤组分后对原土和微团聚体颗粒组吸附解吸Cu~(2+)、Zn~(2+)的影响 |
| 3.6.1 去除各土壤组分后对原土和微团聚体颗粒组吸附Cu~(2+)的影响 |
| 3.6.2 去除各土壤组分后对原土和微团聚体颗粒组吸附Zn~(2+)的影响 |
| 3.6.3 去除各土壤组分后对原土和微团聚体颗粒组解吸Cu~(2+)、Zn~(2+)的影响 |
| 3.6.4 小结 |
| 4 结论和展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 主要创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
（9）铜陵金属矿集区土壤中Cu、Cd元素污染评价及其缓变型地球化学灾害研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 致谢 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 矿区土壤重金属国内外的研究现状与进展 |
| 1.1.1 矿区土壤重金属污染概况 |
| 1.1.2 矿区土壤重金属的来源 |
| 1.1.3 土壤理化因素与土壤重金属形态关系简述 |
| 1.1.4 矿区土壤重金属的评价方法 |
| 1.1.5 缓变型地球化学灾害的研究现状 |
| 1.2 研究的目的和意义 |
| 1.3 研究的思路、内容及关键问题 |
| 1.4 工作流程 |
| 1.5 实际完成的工作量 |
| 1.6 主要成果 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 自然概况 |
| 2.11 地理位置 |
| 2.12 地貌特征 |
| 2.13 气候及水文 |
| 2.14 地质背景 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 2.3 矿业开采历史及存在的环境问题 |
| 2.3.1 矿业开采产生的环境问题 |
| 2.4 重金属污染概况及Cu 和Cd 的地球化学性质 |
| 2.4.1 研究区重金属污染概况 |
| 2.4.2 Cu 的地球化学性质 |
| 2.4.3 Cd 的地球化学性质 |
| 第三章 材料与方法 |
| 3.1 土样采集 |
| 3.2 分析方法 |
| 3.2.1 重金属形态测试 |
| 3.2.2 土壤基本性质测定 |
| 3.3 数理处理 |
| 第四章 土壤重金属含量及环境评价 |
| 4.1 土壤重金属Cu、Cd 形态和理化性质含量统计及空间分布特征 |
| 4.1.1 土壤理化参数统计特征 |
| 4.1.2 土壤理化性质空间分布特征 |
| 4.1.3 土壤重金属Cu、Cd 形态含量基本统计特征 |
| 4.1.4 土壤重金属Cu、Cd 形态含量空间分布特征 |
| 4.1.5 土壤重金属Cu、Cd 化学形态与理化参数相关性分析 |
| 4.2 污染评价 |
| 4.2.1 地积累指数与沉积物富集系数评价 |
| 4.2.2 次生相富集系数与次生相原生相分布比值法评价 |
| 4.2.3 四种评价结果的比较 |
| 第五章 土壤重金属Cu、Cd 来源迁移研究 |
| 5.1 研究区土壤重金属Cu、Cd 的人为输入量 |
| 5.2 土壤重金属Cu、Cd 迁移形态识别 |
| 5.2.1 土壤重金属Cu、Cd 形态迁移的剖面分析法研究 |
| 5.2.2 土壤重金属Cu、Cd 在横剖面上形态的分布 |
| 第六章 缓变型地球化学灾害模型及其敏感区域 |
| 6.1 缓变型地球化学灾害的数学模型 |
| 6.2 研究区土壤Cu、Cd 的模拟 |
| 6.3 缓变型地球化学灾害成因分析 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 有待于进一步解决的问题 |
| 参考文献 |
（10）虞城县惠楼优质山药的品质及立地条件分析（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 0 引言 |
| 1 山药研究述评 |
| 1.1 国外研究 |
| 1.1.1 山药的化学成分研究 |
| 1.1.2 山药的药理活性研究 |
| 1.1.3 山药营养成分研究 |
| 1.1.4 山药其它研究 |
| 1.2 国内研究 |
| 1.2.1 化学成分研究 |
| 1.2.2 药理作用研究 |
| 1.2.3 立地条件研究 |
| 1.2.4 栽培技术研究 |
| 1.2.5 病虫害防治研究 |
| 1.2.6 山药开发应用研究 |
| 1.3 存在问题及本文的意义 |
| 1.3.1 存在问题 |
| 1.3.2 本文的研究内容及其意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 惠楼山药种植区及惠楼山药简介 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品处理 |
| 2.3 实验项目及方法 |
| 3 惠楼山药的品质分析 |
| 3.1 还原糖、多糖和淀粉含量 |
| 3.2 氨基酸类型及其含量 |
| 3.3 蛋白质和干物质含量及皮重 |
| 3.4 惠楼山药元素组成分析 |
| 4 土壤对惠楼优质山药品质的影响 |
| 4.1 土壤物理性质对惠楼优质山药品质的影响 |
| 4.1.1 土壤容重与孔隙状况 |
| 4.1.2 土壤pH 值 |
| 4.1.3 土壤机械组成和质地类型 |
| 4.2 土壤养分状况对惠楼优质山药品质的影响 |
| 4.2.1 速效养分与有机质含量 |
| 4.2.2 土壤阳离子交换量 |
| 4.2.3 土壤有效硅含量 |
| 4.3 土壤中化学元素对惠楼山药品质的影响 |
| 5 地下水对惠楼山药品质的影响 |
| 5.1 地下水离子组成和性质对惠楼山药品质的影响 |
| 5.2 地下水中微量元素和常量元素对惠楼优质山药品质的影响 |
| 6 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附表 |
| 致谢 |
四、呈贡县蔬菜土壤有机质、阳离子交换量及分布特征研究（论文参考文献）
- [1]西南黄壤辣椒-白菜轮作系统的镁营养调控与品质效应[D]. 卢明. 西南大学, 2021
- [2]陆良县菜地土壤-蔬菜系统重金属污染评价及来源解析[D]. 董达诚. 昆明理工大学, 2020(04)
- [3]有机物料对轻度盐渍化设施土壤修复效果研究[D]. 管培彬. 河北农业大学, 2019(03)
- [4]昆明市土壤环境保护优先区与土壤污染重点治理区区划研究[D]. 潘永富. 昆明理工大学, 2018(01)
- [5]土壤条件对浓香型特色优质烟叶形成的影响研究[D]. 宋莹丽. 河南农业大学, 2014(03)
- [6]名山河流域不同土地利用方式土壤无机纳米微粒对钙的吸附解吸特征影响[D]. 王政. 四川农业大学, 2013(03)
- [7]赣南稀土矿区土壤环境特征及稀土金属地球化学行为研究[D]. 温小军. 云南大学, 2012(04)
- [8]名山河流域水稻土组分对微团聚体吸附—解吸铜、锌的影响[D]. 洪舒蔓. 四川农业大学, 2010(04)
- [9]铜陵金属矿集区土壤中Cu、Cd元素污染评价及其缓变型地球化学灾害研究[D]. 杨善谋. 合肥工业大学, 2010(04)
- [10]虞城县惠楼优质山药的品质及立地条件分析[D]. 杜平. 河南大学, 2010(11)