一、土壤重金属污染与食品安全（论文文献综述）
王雅乐[1]（2021）在《钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究》文中提出我国北方部分小麦主产区土壤Cd污染严重,威胁小麦安全生产。目前,关于我国南方酸性水稻田Cd污染修复方面的研究相对较多,针对北方碱性小麦田Cd污染的修复技术研究较少。在南方酸性水稻田Cd污染修复研究中获得的修复材料、产品及技术模式并不完全适应于北方碱性Cd污染小麦田土壤。因此,加强北方碱性小麦田土壤Cd污染修复,降低小麦籽粒Cd累积,对保障小麦安全生产具有重要意义。本文研究了巯基改性粘土材料在碱性Cd污染土壤中的钝化阻控效果及机制,乙二胺二琥珀酸（EDDS）强化孔雀草、美洲商陆和龙葵对碱性土壤Cd污染修复效率和环境效应,探究了孔雀草提取-钝化联合对碱性Cd污染土壤的修复效应,并进一步研究了MnSO4对小麦Cd积累的抑制作用及机制。主要结果如下:（1）在碱性Cd污染土壤中施加巯基改性粘土材料,促进土壤中可交换态Cd向Fe/Mn氧化物结合态Cd转换,降低淋出液中Cd的淋出率（75.98-77.70%）,但对元素Cu和Zn的影响较小;巯基改性粘土材料对土壤Cd的钝化作用迅速（1 d）、效果显着（44.89-62.39%）,且不受重金属提取剂淋溶作用的影响。土壤灭菌处理改变土壤微生物的结构和功能。与巯基坡缕石（MPAL）处理的自然土壤相比,MPAL处理的灭菌土壤中的稳定态Cd比例显着增加（36.62-50.00%）,MPAL在灭菌土壤中的钝化效果优于自然土壤。另外,施加MPAL对土壤微生物群落结构和多样性的影响较小。小麦盆栽试验结果表明,施加MPAL促进土壤大团聚体（>0.25mm）中的Cd向小团聚体（<0.048mm）转移,同时降低大团聚体中的有效态Cd含量。在碱性Cd污染土壤中施加0.1%MPAL使两种小麦籽粒Cd含量由0.57和0.44 mg·kg-1降低到0.10和0.09 mg·kg-1。（2）在碱性Cd污染土壤中,土壤溶液中的重金属浓度在施加EDDS后7 d逐渐增加,随EDDS降解逐渐降低;施加30-35d后,EDDS对Cd的强化作用消失;一次施加EDDS对土壤溶液中重金属的活化作用优于两次施加。三种超富集植物在碱性Cd污染土壤中的提取效率为:孔雀草（3.43%）>龙葵（2.30%）>美洲商陆（0.07%）;以合适的方式施加EDDS后,孔雀草、龙葵和美洲商陆的修复效率提高1.38%、1.35%和0.52%。另外,土壤pH值、重金属含量和酶活性的变化均与EDDS的施加时期显着相关。（3）两年连续试验结果表明,孔雀草收获时,土壤中施加的EDDS并未完全降解,EDDS-Cd复合物不能被小麦根系吸收;施加EDDS增加土壤pH值,不影响土壤中Cd的形态分布。施加EDDS增加孔雀草的Cd提取量,但没有显着降低轮作小麦籽粒Cd含量。施加MPAL不改变土壤pH值,增加土壤稳定态Cd含量,显着降低土壤有效态Cd含量。施加0.1%MPAL使低Cd积累小麦籽粒Cd含量从0.35 mg·kg-1降低到0.05 mg·kg-1,低于国家标准限值0.1 mg·kg-1（GB 2762-2017）,且对小麦籽粒的Fe、Mn、Cu和Zn含量无显着影响。第一季施加EDDS不影响MPAL的钝化效果。与单一施加MPAL处理相比,EDDS强化孔雀草提取-MPAL钝化联合处理没有显着降低小麦籽粒Cd含量。（4）土施0.05-0.2%MnSO4使小麦籽粒Cd含量降低24.16-63.44%。施用MnSO4增加小麦根部Mn含量,通过Mn与Cd之间的拮抗作用,降低小麦根部对Cd的吸收;且减少Cd从小麦节点1到节间1、穗轴到小麦籽粒的向上运输。小麦节点2-4可限制Cd和Mn元素的转运,节点1和穗轴可限制Cd的转运而不影响Mn的转运。小麦不同组织的离子组学空间分布与小麦生长形态一致,施加MnSO4改变了小麦根部、节点、颖壳和籽粒的离子组学组成,小麦根部的离子组学变化最为显着。
董明明[2]（2021）在《叶菜类蔬菜产地土壤镉生态安全阈值的研究》文中进行了进一步梳理镉（Cd）是生物毒性最强的重金属元素之一,其毒性大、迁移性强、毒性持久,且易在叶菜类蔬菜的可食部位中富集,并通过食物链严重危害人体健康。我国作为叶菜类蔬菜产量和人均占有量最高的国家,必须密切关注叶菜类蔬菜中重金属镉的含量,以保障我国居民身体健康。因此,需制定科学合理的叶菜类蔬菜产地土壤镉的生态安全阈值,这对于有效保护叶菜类蔬菜安全生产至关重要。本研究以黄淮海与环渤海设施蔬菜优势区域、长江流域冬春蔬菜优势区域、华南与西南热区冬春蔬菜优势区域和云贵高原夏秋蔬菜优势区域四大蔬菜产区为研究区域,应用物种敏感性分布法（SSD）推导出叶菜类蔬菜产地土壤镉的生态安全阈值,这为决策者制定行之有效的土壤保护和修复政策提供了一定的理论支持。本研究的主要研究结果如下:（1）四大蔬菜产区的叶菜类蔬菜产地土壤镉的富集能力略有差异。其中,华南与西南热区冬春蔬菜优势区域叶菜类蔬菜镉的生物富集系数略高;其次是黄淮海与环渤海设施蔬菜优势区域;再次是长江流域冬春蔬菜优势区域;最后为云贵高原夏秋蔬菜优势区域。（2）依据四大蔬菜产区土壤p H、阳离子交换量（CEC）、土壤有机质（SOM）与叶菜类蔬菜镉的生物富集系数（BCF）的相关性分析可得:黄淮海与环渤海设施蔬菜优势区域叶菜类蔬菜产地的富集系数与土壤p H呈极显着负相关（p<0.01）,与CEC呈显着正相关（p<0.05）;长江流域冬春蔬菜优势区域叶菜类蔬菜产地的富集系数与土壤p H呈显着负相关（p<0.05）,与CEC呈显着正相关（p<0.05）;华南与西南热区冬春蔬菜优势区域叶菜类蔬菜产地的富集系数与土壤p H、CEC和SOM均呈显着负相关（p<0.05）;云贵高原夏秋蔬菜优势区域叶菜类蔬菜产地的富集系数与土壤p H呈显着负相关（p<0.05）,与CEC呈显着正相关（p<0.05）。（3）依据上述四大蔬菜产区土壤理化性质与叶菜类蔬菜镉的生物富集系数（BCF）的多元回归分析,建立四大蔬菜产区的生物有效性模型分别为:黄淮海与环渤海设施蔬菜优势区域叶菜类蔬菜产地的生物有效性模型为lg BCF=-0.127p H+0.254lg CEC-0.439（n=91,p<0.05,R2=0.537）;长江流域冬春蔬菜优势区域叶菜类蔬菜产地的生物有效性模型为lg BCF=-0.103p H+0.061lg CEC-0.584（n=144,p<0.05,R2=0.546）;华南与西南热区冬春蔬菜优势区域叶菜类蔬菜产地的生物有效性模型为lg BCF=-0.091p H-0.364lg CEC-0.707lg SOM+0.751（n=264,P<0.05,R2=0.592）;云贵高原夏秋蔬菜优势区域叶菜类蔬菜产地的生物有效性模型为lg BCF=-0.143p H+0.181lg CEC-0.927（n=113,p<0.05,R2=0.518）。（4）通过比较5种常见累积概率分布函数在X轴方向、低累积概率（P≤20%）条件下的拟合优度,获得适用于四大蔬菜产区的最佳拟合函数。Log-logistic、Gamma和Log-logistic函数分别适用于推导黄淮海与环渤海设施蔬菜优势区域酸性、中性和碱性土壤标准情景下的土壤镉生态安全阈值;Gamma、Log-normal和Log-logistic函数分别适用于推导长江流域冬春蔬菜优势区域酸性、中性和碱性土壤标准情景下的土壤镉生态安全阈值;Log-normal、Gamma和Gamma函数分别适用于推导华南与西南热区冬春蔬菜优势区域酸性、中性和碱性土壤标准情景下的土壤镉生态安全阈值;Log-normal、Log-normal和Log-logistic函数分别适用于推导云贵高原夏秋蔬菜优势区域酸性、中性和碱性土壤标准情景下的土壤镉生态安全阈值。（5）黄淮海与环渤海设施蔬菜优势区域酸性、中性和碱性土壤标准情景下,叶菜类蔬菜产地土壤镉的生态安全阈值分别为0.23、0.23和0.56mg·kg-1;长江流域冬春蔬菜优势区域酸性、中性和碱性土壤标准情景下,叶菜类蔬菜产地土壤镉的生态安全阈值分别为0.31、0.27和0.99mg·kg-1;华南与西南热区冬春蔬菜优势区域酸性、中性和碱性土壤标准情景下,叶菜类蔬菜产地土壤镉的生态安全阈值分别为0.29、0.39和0.55mg·kg-1;云贵高原夏秋蔬菜优势区域酸性、中性和碱性土壤标准情景下,叶菜类蔬菜产地土壤镉的生态安全阈值分别为0.28、0.65和0.52mg·kg-1。
闫颖[3]（2021）在《基于同位素指纹法对稻米重金属污染源解析》文中进行了进一步梳理随着经济快速发展和人口不断增长,大量的人为活动导致重金属向环境排放。这些重金属通过“大气—叶”,“土壤—根”途径在稻米中累积,然后经食物链放大富集,最终进入人体。由于重金属不可生物降解,具有持久性和毒性,长期摄入可导致人体肾脏和肝脏损伤,甚至诱发癌症。因此,需要运用科学有效的方法解析稻米重金属污染源以控制重金属污染,保障人体健康。本论文以湖南某工业区典型污染田块为研究对象,确定了农田受重金属污染的程度、水稻重金属的主要累积时期及污染源重金属的含量分布;分析了污染源—土壤—水稻系统Pb、Cd、Hg稳定同位素的指纹图谱变化;明确了田块尺度下土壤—水稻系统Pb、Cd、Hg稳定同位素分馏效应;定性定量解析了稻米重金属污染来源。在此基础上,提出了基于同位素指纹法对稻米重金属污染源解析的一般思路,可对农产品重金属污染防治提供指导。本论文主要研究结果和结论如下:（1）研究区域田块土壤存在重度的Zn、Cd污染,中度的Pb污染,轻度的Ni、Cu、Hg污染;研究区域稻米Cd含量超过国家食品安全标准,超标率为100%。（2）不同生育期（苗期、拔节期、扬花期和成熟期）水稻植株重金属分布特征因水稻组织和重金属种类而有所差异,水稻重金属主要累积时期为苗期和成熟期。（3）土壤到水稻各组织吸收过程中Pb和Hg元素未发生显着的同位素分馏效应,而Cd元素发生了显着的同位素分馏效应,具体表现为轻Cd易被水稻根吸收,重Cd易在水稻植株内迁移,稻米相对表层土壤的分馏系数Δ114/110Cd为0.25±0.03‰。（4）Pb稳定同位素组成和二元模型结合可实现稻米Pb污染源的定量解析,研究区域工厂降尘和汽车尾气混合源对稻米Pb的平均贡献率为90%,农业肥料源的平均贡献率为10%;Cd稳定同位素组成和多元模型（Iso Source）结合可实现稻米Cd污染源的定量解析,研究区域工厂降尘、农业肥料和汽车尾气源对稻米Cd的平均贡献率分别为87%、9%和4%。Hg稳定同位素组成可实现稻米Hg污染源的定性解析,研究区域工厂降尘、农业肥料为稻米Hg污染源。（5）Pb、Cd、Hg稳定同位素对稻米重金属污染源解析的结果相互验证,均表明研究区域工业活动为稻米重金属污染的主要源。Cd稳定同位素相较于Pb稳定同位素可实现更为精确的稻米重金属污染源解析。（6）基于同位素指纹法对稻米重金属污染源解析的一般思路为:首先要进行研究区域污染状况调查以明确污染程度和污染源类型;然后根据不同元素在土壤—水稻系统是否发生同位素分馏效应计算稻米相对表层土壤的分馏系数,最后根据污染源间同位素组成的显着性差异情况选择合适的同位素混合模型开展定量源解析研究。
马叶[4]（2021）在《雄安涉重企业周边重金属污染农田螯合诱导-植物修复技术研究》文中进行了进一步梳理农田土壤重金属污染是制约社会经济发展和食品安全的主要障碍,因此重金属污染农田土壤修复成为当今土壤环境污染防治的热点。螯合剂因其对重金属有极强的螯合能力,在土壤修复领域受到了极大的关注。螯合诱导-植物修复技术在降低农田土壤重金属总量方面发挥着重要作用,有关研究亦取得较大进展。但农田往往不是单一重金属污染,而多呈现复合型和多元化污染。对于不同类型不同重金属污染程度的农田土壤,螯合诱导-植物修复技术最佳参数是否一致?弄清此问题是其成功应用于实际农田土壤修复的关键。本文以雄安新区涉重企业周边农田土壤为研究对象,通过实地调查、布点采样、分析农田土壤及农作物重金属含量,对农田重金属污染现状进行评价,明确污染特征。以红叶菾菜为供试植物,以柠檬酸和EDTA为螯合剂,通过盆栽试验研究土壤中重金属有效态含量变化、植物生长情况变化、土壤酶活性变化,探究外源添加螯合剂是否会对土壤微生物、植物等造成影响,并在此基础上通过数学拟合,研究土壤重金属活化与植物吸收重金属的关系,为螯合诱导-红叶菾菜修复技术的推广应用提供科学依据。主要研究结果如下:（1）研究区农田土壤中重金属Cd、Pb、Cu、Zn、Ni均有不同程度的积累,其中有60.7%的土壤样点中Cd,17.9%的Pb和1.79%的Cu全量超过《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（GB15618-2018）》农用地土壤污染风险筛选值,有42.42%的小麦样本中Pb超过国家食品卫生标准（GB2762-2017）限值0.2mg·kg-1。Cd和Pb变异系数均大于0.8,且具有同源性,说明雄安新区涉重企业周边农田土壤Cd和Pb受到较严重的人为影响。研究区农田土壤重金属Cd、Pb对人体造成的风险程度在人体可接受范围内,经口摄入重金属Cd、Pb是对人体造成健康风险的主要途径。但是人均体重日摄入铅量(DIMPb)最大值接近重金属日摄入参考剂量（Rf D）,且儿童铅健康风险指数(HRIPb)最大值接近1,说明需对重金属Pb加以关注。（2）施加EDTA和柠檬酸可显着提高土壤中有效态Cd、Pb含量,施加EDTA螯合剂后土壤中Cd、Pb有效态含量相比对照分别提高了108.61%～235.39%、67.98%～224.16%,施加柠檬酸后土壤Cd、Pb有效态含量分别提高了180.07%、186.01%。红叶菾菜对Cd的生物富集系数为13.01,是超积累植物,对Pb仅是累积。施加EDTA浓度为2.5 mmol·kg-1时,Cd、Pb转移系数达到最大值,分别比对照增加了9.97%、24.46%。在施加柠檬酸浓度为5 mmol·kg-1时转移系数达到最大值,Cd、Pb的转移系数分别比对照组增加了20.41%、43.13%。施加螯合剂对Pb的富集系数和转移系数的增加幅度远大于Cd。因此,针对雄安新区涉重企业周边农田土壤Cd、Pb污染的特点,利用红叶菾菜,采用螯合诱导-植物修复技术可以同时获得Cd、Pb的“减量化”修复。（3）施加浓度为2.5 mmol·kg-1～10 mmol·kg-1的EDTA和柠檬酸可以使土壤p H分别降低0.44～0.70个单位和0.44～0.78个单位。施加EDTA土壤中铵态氮、有效磷、速效钾含量显着增加,增加幅度分别为21.71%～51.41%、30.01%～45.68%、15.18%～45.52%;施加柠檬酸增加幅度分别为18.81%～37.88%、5.46%～32.07%、4.30%～32.66%。但是施加EDTA显着降低植物地上部和地下部生物量,而施加柠檬酸则显着提高植物地上部和地下部生物量。施加EDTA对土壤酶活性的抑制程度:过氧化氢酶＞脱氢酶＞脲酶＞酸性磷酸酶。施加柠檬酸对土壤酶活性抑制程度:过氧化氢酶＞脱氢酶＞脲酶,而在施加浓度低于5.0 mmol·kg-1时,促进酸性磷酸酶的活性。EDTA对土壤酶的抑制程度大于檬柠酸。EDTA在土壤中的降解过程可用一级反应动力学很好的拟合（ln Ct=ln C0-kt）,R2=0.997,降解速率常数k为0.0117,半衰期为59 d;高浓度EDTA存在一定环境风险。（4）施加EDTA和柠檬酸后,随培养时间的增加,植物的生物量及植物地上部对Cd、Pb的吸收呈线性正相关。土壤中DTPA提取态Cd、Pb含量呈显着的线性负相关;土壤中Cd、Pb活化速率总趋势均呈凹型曲线,植物对Cd、Pb的吸收速率均呈M型曲线。螯合剂对土壤重金属的活化是“瞬间”过程,而植物对重金属的吸收则是“缓慢”过程,两者不“匹配”。为提高修复效率和减少二次污染的风险,建议红叶菾菜出苗后40 d施加螯合剂。综上,针对研究区土壤重金属污染特征,考虑到雄安新区建设定位是国际一流的绿色智慧新城,打造城市建设的典范,环境要求相对严格,建议采用螯合诱导-植物修复技术。柠檬酸是强化红叶菾菜修复Cd、Pb复合污染土壤较为安全的螯合剂,使用浓度为5.0 mmol·kg-1。EDTA的使用浓度不能高于2.5 mmol·kg-1;螯合剂在红叶菾菜出苗后40 d加入较为适宜。
梁梦婷[5]（2021）在《黑龙江主产区土壤-绿豆重金属富集状况及健康风险评价》文中提出绿豆（Vigna radiata L.）是重要的粮食经济作物,不仅营养丰富,而且还具有药用功效,广受世界人民青睐。在世界热带、亚热带地区广泛栽培,中国是绿豆的主产国,播种面积和产量居世界前列,黑龙江省是我国绿豆主产区之一。为了解黑龙江省主产区绿豆中铅（Pb）、镉（Cd）、铬（Cr）、砷（As）四种重金属的分布情况,2019年,采集黑龙江省绿豆四个主产区分枝期、花荚期和成熟期三个时期绿豆植株样品及其对应的土壤各75份,共计825份样品。采用7800 ICP-MS仪器检测样品中Pb、Cd、Cr、As四种重金属的含量,对土壤、三个时期的绿豆植株、籽实的重金属分布进行分析,建立了土壤—绿豆系统的线性回归模型及SVM非线性回归模型,对绿豆籽实中重金属含量对居民的健康风险进行评价。获得了绿豆主产区土壤和绿豆重金属分布基础数据,为政府监管及保障食品安全提供理论依据。其结果如下:（1）土壤中四种重金属的分布为As>Cr>Pb>Cd,As含量处于农用地土壤风险的筛选值与管制值之间,Cr、Pb、Cd含量低于农用地土壤风险的筛选值。（2）在绿豆生长的分枝期、花荚期、成熟期,重金属Cr、Pb、Cd均主要富集在根部,而As主要富集于叶部。（3）对于同一部位,不同时期的重金属含量比较分析发现:在根、茎、叶部位,Pb的含量均是在成熟期时较高,As的含量在分枝期时较高、Cr的含量在成熟期时较高,而Cd与Cr、Pb、As的分布不同,在根部时,Cd的含量在花荚期较高,在茎、叶部时,Cd的含量在成熟期含量较高。（4）分别对土壤、根、茎、叶、籽实的四种重金属含量进行相关性分析:Cr的含量与Pb的含量始终呈显着的正相关关系。进而对籽实中四种重金属含量与土壤p H值、土壤有机质进行相关性分析:Cr、Cd含量与土壤p H值呈显着的负相关关系,As、Pb与土壤p H值无显着关系;Cr含量与土壤有机质呈显着的正相关关系,As、Cd、Pb与土壤有机质无显着关系。（5）建立了籽实中某种重金属与土壤中四种重金属的逐步线性回归模型及籽实中某种重金属与土壤、根、茎、叶中同种重金属的SVM非线性回归模型,其可通过土壤、植株中重金属含量对籽实中重金属含量进行预测。（6）对绿豆籽实的四种重金属As、Cr、Cd、Pb进行健康风险评估和暴露风险评估,结果表明:黑龙江省主产区绿豆中重金属对成人、儿童均无健康风险和暴露风险。
高琳琳,鲍广灵,张宁,李丁,马友华[6]（2021）在《土壤重金属有效态纳入农田土壤环境质量标准探讨》文中研究说明随着食品国家安全标准（GB 2762-2017）和土壤环境质量标准（GB 15618-2018）（试行）的修订,以土壤重金属全量测定值和农产品中重金属含量作为土壤重金属污染风险评价指标的研究已较为丰富,规范体系也较为成熟,而以土壤重金属有效态指标来评价农用地土壤重金属污染风险的研究尚少,土壤重金属有效态指标作为评价标准的规范更是缺乏。该文比较了国内外利用土壤重金属全量和农产品重金属含量对农用地土壤重金属污染进行风险评价的优势与不足,从土壤重金属有效态与重金属毒性、生物利用度及移动性的关系等方面进行分析,指出了土壤重金属有效态作为风险评价指标的优势与可行性,力求为推进基于有效态指标的土壤重金属污染风险评价提供思路与参考。
王靖[7]（2021）在《微纳结构重金属吸附剂制备及其吸附性能研究》文中指出食品安全问题事关人类身体健康和经济发展,影响社会整体健康秩序的有序发展。食品中重金属污染作为一类普遍存在且影响危害大的食品安全问题,成为了威胁食品安全控制领域不可避免的隐患之一。重金属具有易于蓄积并难以降解的特性,可以伴随食物链的传递而对链顶端的人体健康造成巨大危害。因此对于食品重金属污染的安全控制,不应仅仅限于控制食品本身重金属元素的含量,更要求实现从食品源头到加工过程全方位流水线的全面监测和有效治理。根据“从农田到餐桌”的食品安全控制链思路,本文利用吸附技术,设计开发了几种具有微纳结构的重金属吸附剂,实现了包括颗粒吸附、膜吸附、固相萃取和电吸附反应体系下的吸附平台构建,并分别对相关吸附性能、吸附机理和应用价值进行探究。本论文的主要研究内容和研究结果如下:1.硫氮掺杂多孔生物炭的制备及其重金属吸附性能研究以食品水源中的重金属污染物为主要研究对象,将食品加工废料脱脂大豆豆渣与草酸钾（活化剂）和硫酸钙（硬模板）混合并通过一步热解法碳化,得到对重金属具有选择性吸附能力的硫氮掺杂多孔生物炭吸附剂。通过扫描电子显微镜、X射线光电子能谱和拉曼表征证明了该吸附剂具有分级多孔微米结构、硫氮元素的共掺杂和表面丰富的官能位点,使得该生物炭吸附剂对Pb2+、Cu2+和Ni2+表现出较高的亲和力和优良的吸附能力。吸附结果表明,该硫氮掺杂多孔生物炭吸附剂对重金属Pb2+、Ni2+和Cu2+的最大吸附量分别为619.23 mg g-1、1250.21 mg g-1和1356.62 mg g-1,且该吸附过程属于化学单层吸附。此外,由于硫氮元素的掺杂和金属纳米粒子的原位还原,吸附重金属后的生物炭可转化为具有出色催化活性的催化剂,可进一步用于有机污染物的催化降解和重金属铬的毒性降解。该硫氮掺杂多孔生物炭在集成选择性吸附和污染物催化净化方面显示出巨大的发展潜力,为保障食品水源安全和可持续发展提供研究基础,为有效利用食品加工废料提供新思路。2.水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱的制备及其重金属分离应用研究针对食品样品分析中选择性分离目标物重金属的难题,本研究制备合成了水滑石/海藻酸复合水凝胶用于新型固相萃取柱填充物,实现了食品样品前处理过程中重金属铅离子的有效分离富集。这种新型的固相萃取柱结合了对重金属具有选择性吸附效果的水滑石纳米片,该水滑石/海藻酸复合水凝胶中的水滑石纳米片采用简单的水热合成法制备。根据路易斯软硬酸碱理论,由于该纳米片层间隙插层的硫化物阴离子,使其对Pb2+显示出高选择性,并能抵抗大量干扰离子的存在;通过将该水滑石纳米片与海藻酸水凝胶复合制作为固相萃取柱,可实现多种食品样品中重金属铅的简单、省时和高选择性的富集萃取,构建了一种具有良好吸附性能和较高分离富集效率的固相萃取平台,为食品检验关键步骤中的样品前处理提供合适的方法,同时保证检验质量和提高检验效率,具有良好的实际应用价值。3.基于水滑石的多级纳米吸附膜的制备及其对重金属吸附性能研究针对食品加工生产中痕量重金属污染造成的潜在威胁,以广泛应用于食品加工操作中的膜吸附技术为途径,将上述水滑石纳米片通过一锅水热法合成出具有微米花状多级结构的水滑石吸附膜。研究结果表明,对比层状和微米花状多级结构的水滑石吸附膜,流体吸附试验证明该吸附膜表面的微观结构对膜吸附效率产生显着影响;进一步的流体动力学模拟显示,随着膜表面结构的转变,界面处的流体运动状态从层流转变为湍流,这一改变可导致传质行为中的扩散方式由分子扩散转变为涡流扩散,进一步使得微米花状多级结构水滑石吸附膜可有效克服膜表面的传质阻力,有效提升78.3%的重金属去除效率。模拟水污染体系试验显示该多级结构纳米吸附膜可将水中的Pb2+和Cu2+含量有效降低至世界卫生组织饮用水标准水平之下。该研究为探索新型吸附膜在食品加工过程中的重金属污染控制提供了新的思路和技术手段。4.聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂的制备及其在重金属吸附与电控脱附中的应用研究针对传统吸附剂繁琐的再生处理步骤和有限的再生能力,通过构建了一种类神经元结构的聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂实现了重金属离子的高效吸附和电化学介导的离子脱附,可作为一种具有吸附-脱附可逆循环的智能重金属吸附剂。结果表明该类神经元结构吸附剂不仅可以确保提高对重金属的吸附能力,其中对重金属Pb2+和Cr2O72-可分别达到526.31 mg g-1和525.01 mg g-1的吸附量,而且通过控制吸附剂材料表面官能团的氧化还原反应还可以改变吸附剂表面的吸附位点亲和状态,进而使得表面吸附的重金属发生脱附,从而无需繁琐的化学处理即可再生。该研究采用仿生策略,为开发智能重金属吸附剂提供设计思路,并有望作为提供水-食品-能源关系循环的智能吸附剂反应平台。
高琳琳,周晓天,孟源思,杨庆波,李丁,马友华[8]（2021）在《农用地土壤重金属污染风险评价标准与风险划分》文中指出该文综述了近30年有关农用地重金属污染风险的评价标准及其研究进展,介绍了农用地土地重金属污染风险划分方法,将农用地土壤重金属污染环境划分为优先保护区、基本安全区、安全利用区、低风险区、中风险区和高风险区6个类别和分区管控措施。
沈琦,张雁鸣,王贤,张放,江楠红叶,陶永霞,王成[9]（2021）在《某甜瓜产区土壤重金属污染评价及果实膳食风险分析》文中认为为评估某产区土壤重金属污染水平及产出甜瓜果实的膳食健康风险,在评估区域采集土壤及对应甜瓜果实样品各41份,采用电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）分析瓜田土壤及甜瓜果实Cu、Cd、As、Cr和Ni 5种重金属含量;利用单因子污染指数法以及Nemero综合污染指数法探讨重金属污染特征;通过目标危害系数（THQ）和总非致癌风险指数（HI）评价甜瓜果实中重金属的膳食健康风险。结果表明:41份土壤试样中,Cr、Ni、Cd和Cu4种重金属含量的最大值均小于农用地土壤污染风险筛选值,As含量平均值为风险筛选值的2.75倍,且32%样点的As污染达中度水平,Cd最大值污染指数接近轻度污染临界值,所有样点综合污染程度达中度污染;41份甜瓜果实样品THQ和HI均远小于1。说明评估区域存在土壤重金属污染的现象,主要污染重金属为As和Cd,5种重金属对产出甜瓜果实膳食安全的影响并不高。
姚成斌[10]（2021）在《贵州毕节撒拉溪喀斯特石漠化治理示范区建设初期土壤环境质量评价研究》文中进行了进一步梳理为全面了解贵州毕节撒拉溪示范区耕地土壤和农作物重金属含量特征及土壤在不同暴露途径下的人体健康风险,并初步探讨示范区土壤重金属的来源。本研究通过采集示范区林地土壤、旱地土及农作物（玉米、土豆、刺梨、青菜、核桃和大蒜）样品,采用电感耦合等离子质谱仪（ICP-MS）分析样品中Cr、Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As和Ni的含量。利用描述性统计、相关分析、主成分分析等多元统计方法,揭示了土壤重金属污染的特征、来源、影响因素等特征;运用单因子指数法、内梅罗综合指数法、潜在生态风险指数法以及健康风险评价模型评价土壤重金属的污染状况及土壤暴露导致的人体健康风险;同时采用半变异函数模型和普通克里金插值法研究了各重金属元素的空间分布特征。结果如下:（1）贵州毕节撒拉溪示范区林地土壤及旱地土重金属Cr、Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As和Ni的含量分别为:91.5、4.35、15.2、0.682、33.3、74.8、21.2、22.0 mg·kg-1和131、33.4、79.9、1.71、32.6、146、26.6、64.4 mg·kg-1,其中林地土壤Cd和As含量与贵州省土壤背景值相当,其他6种重金属含量均低于贵州省土壤背景值;旱地土壤除Pb外,其他7种重金属含量略高于贵州省土壤背景值。与农用地土壤污染风险筛选值相比,林地土壤Cd及旱地土Cd和Co含量超过了该值,其他均低于对应风险筛选值。以GB15618-2018为标准,Cr、Co、Cu、Pb、Zn、As和Ni等7种重金属均处于无污染等级,Cd的污染等级相对较高;综合污染指数为3.00,属于中度污染,污染贡献值最大的Cd。富集因子评价结果同样表明Cd、Cu有部分样点处于中度污染,应引起重视。（2）示范区农作物部分存在重金属超标的现象,其中蔬菜类作物青菜和大蒜中重金属Cu和Cd的平均含量为2.23、0.202和2.25、0.091 mg·kg-1,高于标准限值,Cr、Cu、Zn、As和Ni未超过标准限值;土豆Pb、Zn、As的平均含量分布为0.638、25.9和1.02 mg·kg-1,是标准限值的3.19、1.29和2.04倍;玉米Cr、Cd、Pb、As高于标准限值,Cu、As和Ni在标准限值以下;核桃中Cu、Cd和Pb平均含量分别为5.27、0.234和0.316 mg·kg-1,低于食品中污染物限量标准;刺梨中Cu、Pb、Zn的含量分别为2.97、0.623、9.97 mg·kg-1,低于相应标准,Cd与其标准相当。（3）相关分析表明,Cr与Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As和Ni的相关系数分别为0.375、0.345、0.744、0.509、0.700、0.361和0.807,在（P<0.05）水平上显着相关,表明它们具有相同来源,可能主要受成土母质化学风化的影响;Cd与Pb的相关系数为0.543,表明这两种重金属间具有较高的相关性,且Cd与Co、Cu、As（0.029、-0.049、-0.039）和Pb与Co、Cu、As（0.06、-0.033、0.135）相关性较低,说明Pb和Cd受到人为因素的影响较为明显,主要受示范区煤矿开采及铅锌矿冶炼影响。主成分分析共辨识出了2个主成分,重金属Cr、Co、Cu、Zn、As和Ni在PC1上具有较高载荷,判为自然来源,主要受母岩风化影响,Cd和Pb在PC2上的载荷值为0.716和0.684,相对较高,被认为受人类活动干扰,主要是煤矿开采及农业活动影响,同时Cd和Pb在PC1上也具有较高载荷,表明Cd和Pb同时受到自然因素和人类活动的混合来源影响。普通克里金插值分析结果表明,重金属的空间分布特征与示范区母岩分布、煤矿坑、炼锌和土地利用类型存在一定的关系。（4）潜在生态风险评价结果表明,示范区土壤Cr、Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As、Ni的平均潜在生态风险指数分别为1.23、4.67、3.39、69.16、1.36、0.53、8.54和2.83,Cd生的态风险等级为中等生态风险,其他均为轻微生态风险;8种重金属的综合潜在生态风险指数平均值为91.7,处于轻微生态风险。（5）健康风险评价模型评价结果显示,在3种非致癌暴露途径下,成人单个重金属Cr、Co、Cu、Cd、Pb、Zn、As、Ni的单项非致癌风险指数（HQ）均小于1,对成人健康的影响并不显着;对儿童而言,非致癌重金属As对儿童产生一定的暴露风险,其他7种重金属的非致癌健康暴露风险指数均小于1,对儿童健康风险的影响较小,手口摄入是导致非致癌风险的最主要途径;儿童非致癌综合健康风险指数HI为2.21,大约是成人的4.6倍。在致癌风险中,成人和儿童Cr、Cd、As和Ni在手口摄入暴露途径下致癌健康风险指数分别为4.04E-05、1.49E-05、2.52E-05、3.11E-05和1.06E-04、3.90E-05、6.58E-05和8.13E-05,均在10-6～10-4之间,致癌风险较低;成人在不同致癌风险暴露途径下暴露量大小排序:手口摄入>口-鼻吸入>皮肤接触;儿童则存在Cr的致癌暴露风险,手口摄入仍然是主要的暴露途径,手口摄入的致癌健康风险贡献率为99.6%。成人和儿童的总致癌暴露风险分别为1.18E-04和2.96E-04,处于致癌健康暴露风险上限。
二、土壤重金属污染与食品安全（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、土壤重金属污染与食品安全（论文提纲范文）
（1）钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤Cd污染现状 |
| 1.1.1 土壤Cd污染来源及修复技术 |
| 1.1.2 小麦及小麦田土壤Cd污染现状 |
| 1.2 钝化阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.2.1 碱性Cd污染农田修复中常用的钝化材料及存在问题 |
| 1.2.2 巯基改性材料在Cd土壤污染修复方面的研究进展 |
| 1.3 植物提取技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.3.1 常用的超富集植物及强化植物提取措施 |
| 1.3.2 植物提取技术在弱碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.4 联合阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.5 肥料对小麦Cd吸收和累积的影响 |
| 1.6 国外小麦田土壤Cd污染修复技术研究进展 |
| 1.7 研究目的及意义、研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 研究问题及内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 巯基改性粘土对碱性土壤Cd污染钝化阻控效应及机制研究 |
| 第一节 巯基改性粘土对碱性土壤中重金属淋溶行为的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验方法 |
| 2.2.2 样品处理 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 试验结果 |
| 2.3.1 不同淋洗剂对Cd淋出率的影响 |
| 2.3.2 巯基改性粘土对土壤淋出液和重金属含量的影响 |
| 2.3.3 老化时间对巯基改性粘土处理土壤的淋溶行为的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第二节 土壤灭菌处理对巯基坡缕石钝化碱性土壤Cd污染效应的影响 |
| 2.6 引言 |
| 2.7 材料与方法 |
| 2.7.1 试验方法 |
| 2.7.2 样品处理 |
| 2.7.3 数据分析 |
| 2.8 试验结果 |
| 2.8.1 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤重金属含量的影响 |
| 2.8.2 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤细菌群落的影响 |
| 2.8.3 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤理化性质的影响 |
| 2.9 讨论 |
| 2.9.1 土壤灭菌处理不影响巯基坡缕石在碱性土壤中对Cd的钝化作用 |
| 2.9.2 土壤灭菌处理改变土壤细菌群落和土壤理化性质 |
| 2.10 小结 |
| 第三节 巯基坡缕石对小麦Cd累积和土壤团聚体Cd分布的影响 |
| 2.11 引言 |
| 2.12 材料与方法 |
| 2.12.1 试验方法 |
| 2.12.2 样品处理 |
| 2.12.3 数据分析 |
| 2.13 试验结果 |
| 2.13.1 施加巯基坡缕石对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 2.13.2 施加巯基坡缕石对土壤团聚体的影响 |
| 2.14 讨论 |
| 2.14.1 施加巯基坡缕石降低小麦对Cd吸收和转运 |
| 2.14.2 施加巯基坡缕石改变Cd在土壤团聚体中的分布 |
| 2.15 小结 |
| 本章结论 |
| 第三章 EDDS 强化超富集植物对碱性土壤 Cd 污染修复效应及机制研究 |
| 第一节 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆Cd积累和生长的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验方法 |
| 3.2.2 样品处理 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 试验结果 |
| 3.3.1 施加EDDS对土壤溶液Cd含量的影响 |
| 3.3.2 孔雀草和美洲商陆的Cd吸收动态变化 |
| 3.3.3 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆生长和Cd积累的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第二节 施加EDDS对碱性Cd污染土壤中龙葵修复效率及土壤质量的影响 |
| 3.6 引言 |
| 3.7 材料与方法 |
| 3.7.1 试验方法 |
| 3.7.2 样品处理 |
| 3.7.3 数据分析 |
| 3.8 试验结果 |
| 3.8.1 施加EDDS对龙葵生长和Cd积累的影响 |
| 3.8.2 施加EDDS对土壤溶液重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.8.3 施加EDDS对土壤重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.9 讨论 |
| 3.10 小结 |
| 本章结论 |
| 第四章 EDDS强化孔雀草提取-巯基坡缕石钝化联合修复Cd污染土壤效应研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验方法 |
| 4.2.2 样品处理 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 试验结果 |
| 4.3.1 联合修复技术对土壤老化阶段土壤溶液的影响 |
| 4.3.2 联合修复技术对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 4.3.3 联合修复技术对土壤性质和Cd形态的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 联合修复技术对土壤理化性质和小麦Cd累积效应的影响 |
| 4.4.2 联合修复效率评价 |
| 4.5 本章结论 |
| 第五章 土施MnSO_4对小麦Cd累积关键部位和离子组学影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验方法 |
| 5.2.2 样品处理 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 试验结果 |
| 5.3.1 土施MnSO_4对小麦Cd和 Mn吸收转运的影响 |
| 5.3.2 土施MnSO_4对小麦离子组学的影响 |
| 5.3.3 土施MnSO_4对土壤性质和重金属含量的影响 |
| 5.4 .讨论 |
| 5.4.1 土施MnSO_4降低小麦对Cd的吸收和转运 |
| 5.4.2 土施MnSO_4改变小麦的离子组学特征 |
| 5.5 本章结论 |
| 第六章 全文结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（2）叶菜类蔬菜产地土壤镉生态安全阈值的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 蔬菜产地土壤重金属污染概况 |
| 1.1.1 蔬菜产地土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 蔬菜产地土壤重金属污染来源 |
| 1.1.3 蔬菜产地土壤重金属污染危害 |
| 1.2 蔬菜产地土壤重金属生态安全阈值研究进展 |
| 1.2.1 蔬菜产地土壤重金属生态安全阈值的影响因素 |
| 1.2.2 蔬菜产地土壤重金属生态安全阈值的确定方法 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地貌、气候及蔬菜生产概况 |
| 2.1.2 土壤类型 |
| 2.1.3 叶菜类蔬菜产地监测点分布 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 物种敏感性分布法的概念及原理 |
| 2.2.2 物种敏感性分布法的步骤 |
| 2.3 样品检测 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 第三章 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地土壤镉的富集特征分析 |
| 3.1 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地镉富集系数及土壤理化性质统计分析 |
| 3.1.1 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地镉的富集系数及土壤理化性质描述性统计 |
| 3.1.2 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地镉的富集系数频数分布 |
| 3.2 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地镉的富集系数空间分布 |
| 3.3 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地土壤理化性质对镉富集系数影响分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地土壤镉生态安全阈值 |
| 4.1 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地土壤-蔬菜体系中镉的生物有效性模型 |
| 4.2 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地拟合函数的确定 |
| 4.2.1 黄淮海与环渤海设施蔬菜优势区域拟合函数的确定 |
| 4.2.2 长江流域冬春蔬菜优势区域拟合函数的确定 |
| 4.2.3 华南与西南热区冬春蔬菜优势区域拟合函数的确定 |
| 4.2.4 云贵高原夏秋蔬菜优势区域拟合函数的确定 |
| 4.3 四大蔬菜产区叶菜类蔬菜产地土壤镉的生态安全阈值 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 生物有效性模型的准确性分析 |
| 4.4.2 物种敏感性分布法拟合函数的拟合优度分析 |
| 4.4.3 叶菜类蔬菜产地土壤镉生态安全阈值的差异分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 全文总结 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（3）基于同位素指纹法对稻米重金属污染源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究背景 |
| 1.2 同位素指纹法在重金属污染源解析中的研究进展 |
| 1.2.1 同位素指纹法在重金属污染源解析中的基本原理 |
| 1.2.2 同位素指纹法在重金属污染源解析中的优势与局限 |
| 1.2.3 单一同位素指纹法在重金属污染源解析中的研究现状 |
| 1.2.4 多同位素联合指纹法在重金属污染源解析中的研究现状 |
| 1.3 小结 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 端源—中间体—水稻重金属的分布特征和含量变化 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器与试剂 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.1.3 试验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 表土基本性质及重金属含量 |
| 2.2.2 水稻植株重金属的分布和迁移 |
| 2.2.3 水稻不同生育期重金属的含量变化 |
| 2.2.4 污染源重金属的分布特征 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 水稻植株重金属的分布和迁移 |
| 2.3.2 水稻不同生育期重金属的含量变化 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 基于铅稳定同位素对稻米铅污染源解析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 仪器与试剂 |
| 3.1.2 试验材料 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 铅含量 |
| 3.2.2 铅同位素组成 |
| 3.2.3 稻米铅污染源的定性定量解析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 端源—土壤—水稻系统铅含量和铅同位素组成 |
| 3.3.2 稻米铅污染源的定性定量解析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 基于镉稳定同位素对稻米镉污染源解析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 仪器与试剂 |
| 4.1.2 试验材料 |
| 4.1.3 试验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 镉含量 |
| 4.2.2 镉同位素组成 |
| 4.2.3 稻米镉污染源的定性定量解析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 土壤—水稻系统镉含量和镉同位素组成 |
| 4.3.2 端源镉含量和镉同位素组成 |
| 4.3.3 稻米镉污染源的定性定量解析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 基于汞稳定同位素对稻米汞污染源解析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 仪器与试剂 |
| 5.1.2 试验材料 |
| 5.1.3 试验方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 汞含量 |
| 5.2.2 汞同位素组成 |
| 5.2.3 稻米汞污染源的定性解析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 端源—土壤—水稻系统汞含量和汞同位素组成 |
| 5.3.2 稻米汞污染源的定性解析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 讨论与结论 |
| 6.1 讨论 |
| 6.2 结论 |
| 6.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（4）雄安涉重企业周边重金属污染农田螯合诱导-植物修复技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章引言 |
| 1.1 选题意义 |
| 1.2 主要研究目的 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 主要创新之处 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 我国农田土壤重金属污染 |
| 2.1.1 我国农田土壤重金属污染现状 |
| 2.1.2 农田土壤重金属污染来源 |
| 2.2 农田土壤重金属污染风险及评价方法 |
| 2.2.1 农田土壤重金属污染风险 |
| 2.2.2 农田土壤重金属污染风险评价方法 |
| 2.3 农田重金属污染修复技术 |
| 2.4 螯合诱导-植物修复技术 |
| 2.4.1 螯合剂的分类 |
| 2.4.2 超积累植物 |
| 2.4.3 螯合诱导-植物修复技术的环境效应 |
| 第三章 雄安新区涉重企业周边农田土壤重金属污染特征研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 土壤样品及小麦样品的采集与处理 |
| 3.2.3 供试仪器和试剂 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.2.5 评价方法 |
| 3.2.6 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 农田土壤重金属含量特征及分析 |
| 3.3.2 农田土壤Cd和Pb有效态含量特征及分析 |
| 3.3.3 小麦籽粒Cd、Pb含量及风险特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 螯合诱导-红叶菾菜修复技术研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料 |
| 4.2.2 研究方案 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 结果计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 施加不同螯合剂对土壤有效态重金属含量的影响 |
| 4.3.2 施加不同螯合剂对植物吸收重金属的的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 螯合诱导-红叶菾菜修复技术的土壤微生态效应研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试材料 |
| 5.2.2 研究方案 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 螯合诱导-红叶菾菜修复技术对土壤p H和养分含量的影响 |
| 5.3.2 螯合诱导-红叶菾菜修复技术对植物生长的影响 |
| 5.3.3 螯合诱导-红叶菾菜修复技术对土壤微生物的影响 |
| 5.3.4 螯合剂在土壤中的降解和残留 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 施加螯合剂土壤重金属活化与植物吸收的动态分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 研究方案 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.2.4 结果计算 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 施加螯合剂后植物的生物量和生长速率动态变化 |
| 6.3.2 土壤重金属活化量与植物吸收重金属量的关系 |
| 6.3.3 土壤重金属活化速率与植物吸收速率的关系 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 全文结论与展望 |
| 7.1 全文结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文及参与课题 |
| 致谢 |
（5）黑龙江主产区土壤-绿豆重金属富集状况及健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 重金属定义 |
| 1.1.2 重金属污染 |
| 1.1.3 重金属污染来源 |
| 1.1.4 植物不同生长阶段对重金属的富集情况 |
| 1.1.5 土壤重金属富集的危害 |
| 1.1.6 富集系数、迁移系数 |
| 1.1.7 健康风险评估 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 重金属污染情况 |
| 1.2.2 重金属在植物中富集状况 |
| 1.2.3 重金属含量的检测方法 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 课题内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 试验仪器与试剂 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.2 方法 |
| 2.2.1 样品预处理方法 |
| 2.2.2 样品的消解与分析 |
| 2.3 数据分析和处理 |
| 2.4 重金属污染风险评价 |
| 2.4.1 地累积指数法 |
| 2.4.2 潜在生态危害指数法 |
| 2.4.3 生物富集系数 |
| 2.4.4 迁移系数 |
| 2.4.5 单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数 |
| 2.4.6 绿豆籽实摄入的健康风险评价 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土壤重金属分布分析 |
| 3.1.1 不同地区土壤重金属分布分析 |
| 3.1.2 四种重金属不同地区间的单因素方差分析 |
| 3.1.3 四种重金属间的相关性分析 |
| 3.1.4 土壤中重金属污染评价 |
| 3.2 绿豆植株重金属分布 |
| 3.2.1 绿豆植株分枝期不同部位(根、茎、叶)重金属统计分析 |
| 3.2.2 绿豆植株花荚期不同部位(根、茎、叶)重金属统计分析 |
| 3.2.3 绿豆植株成熟期不同部位(根、茎、叶)重金属统计分析 |
| 3.2.4 同一部位,不同时期(分枝期、花荚期、成熟期)重金属统计分析 |
| 3.3 绿豆籽实重金属分布分析 |
| 3.3.1 不同产区绿豆中四种重金属的含量整体情况 |
| 3.3.2 不同产区绿豆中重金属分布差异分析 |
| 3.3.3 籽实中四种重金属(Cr、Cd、As、Pb)相关性分析 |
| 3.4 土壤-绿豆植株系统重金属递变规律 |
| 3.4.1 土壤-绿豆植株系统中重金属的富集与迁移 |
| 3.4.2 绿豆植株不同部位四种重金属富集系数间及重金属富集系数与土壤p H、有机质之间的相关关系 |
| 3.5 土壤-绿豆植株系统元素转移模型的建立 |
| 3.5.1 土壤-绿豆植株不同部位、籽实的多元逐步线性回归模型 |
| 3.5.2 土壤-绿豆植株系统元素转移模型 |
| 3.6 绿豆籽实中四种重金属的风险评价 |
| 3.6.1 单因子污染影响指数和内梅罗综合因子污染影响指数法 |
| 3.6.2 绿豆籽实中重金属食用摄入的健康风险评价 |
| 3.6.3 利用@RISK6 软件对绿豆籽实中重金属食用摄入的暴露风险评估 |
| 3.6.4 风险特征描述 |
| 4 讨论 |
| 4.1 土壤中四种重金属的富集 |
| 4.2 绿豆籽实中四种重金属的富集 |
| 4.3 绿豆植株中四种重金属含量的富集及迁移规律 |
| 4.4 土壤-绿豆植株系统的转移模型 |
| 4.5 风险评估 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 论文创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（6）土壤重金属有效态纳入农田土壤环境质量标准探讨（论文提纲范文）
| 1 重金属污染风险评价标准 |
| 1.1 土壤环境质量标准 |
| 1.1.1国内土壤环境质量标准 |
| 1.1.2国外常用土壤环境质量标准 |
| 1.2 食品中污染物限量标准 |
| 2 土壤重金属有效态与重金属生态毒性的关系 |
| 3 土壤重金属有效态与重金属生物利用度的关系 |
| 4 土壤重金属有效态与重金属移动性的关系 |
| 5 土壤重金属有效态作为农田土壤风险评价指标的必要性 |
| 6 土壤重金属有效态作为农田土壤风险评价指标面临的问题 |
| 6.1 土壤重金属有效态提取分析方法的确定 |
| 6.2 土壤重金属有效态与全量的归一化 |
| 6.3 土壤重金属有效态限值确定 |
| 7 展望 |
（7）微纳结构重金属吸附剂制备及其吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 食品重金属污染现状 |
| 1.1.1 食品重金属污染概况 |
| 1.1.2 食品原料生产环境重金属污染 |
| 1.1.3 食品加工重金属污染 |
| 1.1.4 食品储藏重金属污染 |
| 1.2 重金属吸附技术概述 |
| 1.2.1 重金属颗粒吸附技术 |
| 1.2.2 重金属固定床柱吸附技术 |
| 1.2.3 重金属膜吸附技术 |
| 1.2.4 重金属电吸附技术 |
| 1.3 重金属离子纳米吸附剂研究进展 |
| 1.3.1 重金属纳米颗粒吸附剂 |
| 1.3.2 重金属纳米吸附膜 |
| 1.3.3 重金属固定床纳米柱吸附剂 |
| 1.3.4 重金属纳米电吸附剂 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 硫氮掺杂多孔生物炭的制备及其重金属吸附性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 硫氮掺杂多孔生物炭的制备及表征 |
| 2.3.2 重金属选择性吸附性能 |
| 2.3.3 重金属吸附动力学分析 |
| 2.3.4 重金属吸附等温线分析 |
| 2.3.5 重金属吸附机理分析 |
| 2.3.6 硫氮掺杂多孔生物炭的循环利用 |
| 2.3.7 硫氮掺杂多孔生物炭的污染降解再利用 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱的制备及其对重金属的吸附分离 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 水滑石吸附剂的制备和表征 |
| 3.3.2 重金属选择性吸附性能 |
| 3.3.3 重金属吸附动力学分析 |
| 3.3.4 重金属吸附等温线分析 |
| 3.3.5 重金属吸附机理 |
| 3.3.6 稳定性和重复使用能力 |
| 3.3.7 实际样品中重金属的吸附 |
| 3.3.8 水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱的制备和表征 |
| 3.3.9 重金属动态选择性吸附性能 |
| 3.3.10 固相萃取条件优化 |
| 3.3.11 干扰离子对水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱的影响 |
| 3.3.12 固相萃取分析指标评价 |
| 3.3.13 水滑石/海藻酸复合水凝胶萃取柱于实际食品样品前处理 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 基于水滑石的多级吸附膜制备及其对重金属吸附性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同结构水滑石吸附膜的构建 |
| 4.3.2 水滑石多级吸附膜的表征 |
| 4.3.3 不同结构的水滑石吸附膜吸附性能 |
| 4.3.4 不同结构水滑石吸附膜流体动力学分析 |
| 4.3.5 水滑石多级吸附膜的动态吸附性能 |
| 4.3.6 水滑石多级吸附膜的水处理应用及稳定性 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂的制备及其重金属吸附与电控脱附 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂的制备与表征 |
| 5.3.2 不同组分吸附剂的电化学表征 |
| 5.3.3 聚苯胺/ZIF-67/钾锰矿纳米线复合吸附剂的重金属吸附性能 |
| 5.3.4 重金属吸附机理 |
| 5.3.5 电控重金属脱附性能 |
| 5.3.6 重金属的吸附-脱附性能 |
| 5.3.7 重金属电控脱附机理 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新说明 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）农用地土壤重金属污染风险评价标准与风险划分（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 农用地土壤重金属污染评价标准 |
| 2.1 土壤重金属全量标准 |
| 2.2农产品重金属限量标准 |
| 2.3 土壤重金属有效态限值研究 |
| 3 农用地土壤重金属污染风险划分 |
| 4 农用地土壤重金属污染分区管控措施 |
| 4.1 优先保护区 |
| 4.2 基本安全区 |
| 4.3 安全利用区 |
| 4.4 低风险监控区 |
| 4.5 中风险管控区 |
| 4.6 高风险限制区 |
| 5 展望 |
（9）某甜瓜产区土壤重金属污染评价及果实膳食风险分析（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 仪器与设备 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.4 重金属污染程度评估方法 |
| 1.4.1 单因子指数法 |
| 1.4.2 Nemero综合污染指数法 |
| 1.5 重金属健康风险评估方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 土壤及甜瓜果实重金属含量分析 |
| 2.2 评估区域土壤单因子污染指数结果分析 |
| 2.3 评估区域土壤Nemero综合污染指数结果分析 |
| 2.4 评估区域甜瓜果实膳食风险评估结果分析 |
| 3 讨论 |
| 3.1 土壤重金属污染程度及主要污染重金属种类的区域间差异 |
| 3.2 评估区域主要污染重金属对人体的毒害作用及可能来源 |
| 3.3 不同人群果蔬重金属膳食风险分析 |
| 3.4 土壤污染与果实膳食风险不具协同性的诱因分析 |
| 4 结论 |
（10）贵州毕节撒拉溪喀斯特石漠化治理示范区建设初期土壤环境质量评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景、目的与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外土壤重金属研究现状 |
| 1.2.1 土壤重金属污染评价研究 |
| 1.2.2 土壤-农作物系统中重金属迁移富集规律研究 |
| 1.2.3 土壤-农作物系统中重金属相关分析研究 |
| 1.2.4 基于人体健康风险评价 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2.研究区概况及实验方法 |
| 2.1 示范区地理概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 社会经济概况 |
| 2.2 样品采集、预处理及分析方法 |
| 2.2.1 土壤样品的采集 |
| 2.2.2 农作物样品的采集 |
| 2.2.3 土壤和农作物样品的预处理 |
| 2.2.4 土壤和农作物样品中元素含量分析方法 |
| 3.土壤重金属潜在风险评价方法的选择 |
| 3.1 土壤重金属潜在风险评价方法 |
| 3.1.1 单因子指数法 |
| 3.1.2 内梅罗综合污染指数法 |
| 3.1.3 富集因子法 |
| 3.1.4 Hakanson潜在生态风险评价模型探讨 |
| 3.2 健康风险评价模型 |
| 4.示范区土壤和农作物重金属含量特征 |
| 4.1 示范区土壤重金属含量描述性统计 |
| 4.2 示范区农作物重金属含量描述性统计 |
| 4.3 示范区土壤重金属单项污染指数评价 |
| 4.4 示范区土壤重金属综合污染指数法评价 |
| 4.5 示范区土壤重金属富集因子评价 |
| 4.6 示范区土壤重金属潜在生态风险评价 |
| 4.7 示范区土壤暴露人体健康风险评价 |
| 4.8 本章小结 |
| 5.示范区土壤重金属的来源及空间分布 |
| 5.1 示范区土壤重金属来源初步解析 |
| 5.1.1 土壤重金属元素相关分析 |
| 5.1.2 撒拉溪示范区土壤重金属元素主成分分析 |
| 5.2 示范区土壤重金属空间分布特征 |
| 5.2.1 半变异函数模型 |
| 5.2.2 示范区土壤重金属普通克里格插值分析 |
| 5.2.3 示范区土壤-农作物中重金属相关性分析 |
| 5.2.4 示范区土壤-农作物重金属的富集特征 |
| 5.3 本章小结 |
| 6.结论、不足与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得学术成果 |
| 致谢 |
四、土壤重金属污染与食品安全（论文参考文献）
- [1]钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究[D]. 王雅乐. 中国农业科学院, 2021
- [2]叶菜类蔬菜产地土壤镉生态安全阈值的研究[D]. 董明明. 中国农业科学院, 2021(09)
- [3]基于同位素指纹法对稻米重金属污染源解析[D]. 闫颖. 中国农业科学院, 2021(09)
- [4]雄安涉重企业周边重金属污染农田螯合诱导-植物修复技术研究[D]. 马叶. 山东师范大学, 2021(12)
- [5]黑龙江主产区土壤-绿豆重金属富集状况及健康风险评价[D]. 梁梦婷. 黑龙江八一农垦大学, 2021(09)
- [6]土壤重金属有效态纳入农田土壤环境质量标准探讨[J]. 高琳琳,鲍广灵,张宁,李丁,马友华. 安徽农学通报, 2021(10)
- [7]微纳结构重金属吸附剂制备及其吸附性能研究[D]. 王靖. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [8]农用地土壤重金属污染风险评价标准与风险划分[J]. 高琳琳,周晓天,孟源思,杨庆波,李丁,马友华. 安徽农学通报, 2021(08)
- [9]某甜瓜产区土壤重金属污染评价及果实膳食风险分析[J]. 沈琦,张雁鸣,王贤,张放,江楠红叶,陶永霞,王成. 中国农业大学学报, 2021(05)
- [10]贵州毕节撒拉溪喀斯特石漠化治理示范区建设初期土壤环境质量评价研究[D]. 姚成斌. 贵州师范大学, 2021(12)
标签：蔬菜论文; 重金属论文; 土壤重金属污染论文; 土壤环境质量标准论文; 食品安全标准论文;