一、土壤汞的地球化学行为及其污染的防治对策（论文文献综述）
刘朝淑[1]（2021）在《铁基蒙脱土（Fe-MMT）-菌肥-有机肥对大棚土壤释汞的控制机制研究》文中研究说明汞矿作为我国重要矿产资源,为我国经济建设和发展作出了巨大贡献。由于长时期的矿产开采以及粗放式的尾矿处理,使得矿产地区周围环境受到严重的重金属污染。以贵州铜仁万山汞矿为例,长期开采以及不合理开采方式导致周边土壤汞含量超标(5.10-790 mg.kg-1)。研究证明,矿区大棚叶片类蔬菜对汞的摄入除了根部富集外,还通过叶片气孔吸收空气中的气态汞,导致叶片类蔬菜汞含量超标,影响人类健康。据此,本研究以贵州省铜仁市万山区汞矿地区农产品发展为参考,室外模拟建设蔬菜大棚,以汞污染土壤为研究对象,探讨铁基蒙脱土（Fe-MMT）-菌肥-有机肥体系对土壤释汞通量、土壤总汞、土壤形态汞、土壤理化性质指标的影响,同时根据吸附-解吸实验和材料表征等方法分析了土壤释汞控制的机制。主要结论如下:（1）相比于自然土处理组,所有实验组均能提高小白菜的生物量;而相较于人为汞污染土处理组,有机肥处理组和菌肥+有机肥处理组能够提高土壤中小白菜的生物量,分别为8.5 g和5.5 g,菌肥处理组和含有Fe-MMT的处理组都会降低小白菜的生物量。Fe-MMT处理组中,根部汞含量(0.037 mg.kg-1)低于人为汞污染土处理组(0.19mg.kg-1),其余处理组中根部汞含量均偏高,能促进根部对土壤汞的吸收。叶子部分汞含量大多小于根部汞含量,菌肥+有机肥+8%Fe-MMT处理组、有机肥+Fe-MMT处理组、Fe-MMT处理组和菌肥处理组中叶子汞含量相较于人为汞污染土处理组低,抑制了其对气态汞的吸收,其余处理组则表现为促进吸收作用。（2）除菌肥组外,其余实验处理组在第60 d的土壤释汞通量都低于人为汞污染处理组,而其余处理组则表现为抑制;此外,第5-60d的土壤汞释汞通量均小于第0 d的数值。相较于人为汞污染土处理组,所有实验处理组土壤中总汞含量时间的延长降低;各处理组中,土壤中汞不可利用态占比随时间的延长而逐渐增加,可利用态占比随时间的延长而逐渐降低;但菌肥组和菌肥+有机肥组中,汞的不可利用态占比低于人为汞污染土处理组,可利用态高于人为汞污染土处理组,增加了土壤汞的潜在生态危害。利用风险评估代码（RAC）和生物转运因子（TF）和累积因子（BCF）对汞的危害风险进行了评估,结果表明:多组处理组中汞的RAC值处于1-10%之间,为低风险水平。菌肥+有机肥+8%Fe-MMT实验组、有机肥+Fe-MMT实验组、菌肥+Fe-MMT实验组和菌肥组中汞的TF root-leaf值较低。另外除菌肥+有机肥+1%Fe-MMT组、菌肥+有机肥组和菌肥+Fe-MMT组外,其余实验组的BCFleaves<BCFroots,表明小白菜叶子的生物富集能力小于根部。（3）吸附-解吸特征表明:pH、吸附剂质量和初始汞浓度的升高会增加汞的吸附量,吸附时间对汞的吸附量影响不大,其吸附过程属于快速吸附;Fe-MMT对汞的吸附动力学属于准二级动力学模型,等温吸附符合Langmuir模型和Freundlich模型;根据表征分析表明除物理吸附外,Fe-MMT和土壤中含有的-SH、-OH、-S2-、-COOH和-NH2基团可与汞发生络合或沉淀作用而被吸附。（4）相较于人为汞污染土处理组,大部分实验处理组中土壤pH稍有降低,而土壤有机质（SOM）、阳离子交换量（CEC）和氧化还原电位（Eh）则稍有升高。根据SPSS相关性分析得出影响汞释放通量除了Fe-MMT-菌肥-有机肥对汞的物理吸附与化学作用导致土壤释汞通量降低或升高,同时也受到土壤理化指标和自然因素指标的影响,如土壤释汞通量与土温呈显着正相关关系（P<0.05）,此外,氧化还原电位与光照强度也间接正相关影响着土壤释汞通量。
方志青[2]（2020）在《三峡库区典型支流汝溪河河口汞的迁移转化特征》文中研究说明重金属,如汞（Hg）、铅（Pb）、镉（Cd）、铬（Cr）以及类金属砷（As）等是生命活动所非必需元素,在自然环境中易于富集,是对生物体及人类等生命活动危害较大的一类污染物。三峡水库是目前世界上最大的水利工程,它的建成及运行使库区干流原有的水文、水动力特征发生改变。而在干流回水顶托影响下,库区大小支流形成库湾回水区,致使支流成为泥沙和重金属等污染物沉积的重要区域。因此,探索库区支流沉积物重金属分布及其生态风险极为重要。另一方面,重金属中Hg特别是其有机化的产物——甲基汞（Me Hg）,具有极高的食物链富集性和生物毒性,而水生环境特别是河口系统是一个利于汞甲基化的体系,库区支流河口汞的甲基化/去甲基化也值得特别关注。为此,本研究选择三峡库区一典型支流——汝溪河为研究对象,系统地调查了汝溪河水体及沉积物中8种重金属（Cd、Zn、Pb、Mn、Cu、Hg、Cr和Ni）的空间分布状况,分析了其来源与生态风险;同时,考虑到Hg环境生物地球化学性质的特殊性,在春季（退水期）、夏季（落干期）、秋季（蓄水期）、冬季（淹没期）一个蓄水周期下,调查了河口水体和沉积物中各形态汞的分布特征,研究了汞的迁移转化过程及其主要影响因素,并利用双稳定同位素(199Hg Cl2和Me201Hg)示踪法,探索了汝溪河河口沉积物中汞的甲基化/去甲基化的主要影响因子。主要研究结果如下:（1）汝溪河表层水体8种重金属中除Ni外,各元素含量均低于地表水环境质量Ⅰ类标准限值。沉积物中8种重金属含量均超过长江水系沉积物背景值,空间上总体表现为受汝溪场镇生活影响河段>回水区>自然河段,富集程度为:Cd>Hg>Zn>Ni>Cr>Cu>Mn>Pb,且回水区河道沿岸沉积物及土壤中重金属含量均远低于沉积物中,说明河道沿岸沉积物和土壤并不是汝溪河回水区沉积物重金属的主要污染来源。在垂向分布上,受汝溪场镇生活影响河段Hg的污染较重,为背景值的6.1倍,河口为背景值的2.14倍。同时,水体-沉积物中的分配系数Hg和Cd相对较小,具有较强的二次释放潜力。地累积指数评价得出汝溪河整体呈现Cd、Zn和Hg的轻度至偏中度污染,生态风险评价显示重点防范Cd和Hg的污染,生物毒性效应评价得出,Ni有10%～75%可能对生物造成毒害效应,Cd、Zn、Hg、Cu、Pb、Cr有<10%的可能会出现生物毒害效应。综合效应系数表明汝溪河沉积物重金属的生物毒害风险为低级～中低级。（2）汝溪河河口水体中Hg明显低于自然未污染淡水和低于USEPA防止对水生生物造成不良慢性营养的限值。溶解态汞（DHg）、颗粒态汞（PHg）、活性汞（RHg）和总汞（THg）浓度在季节上表现为春季最高,而总甲基汞（TMe Hg）和溶解态甲基汞（DMe Hg）浓度均表现为夏季最高。在垂直剖面上,THg浓度在春季和秋季表现为随水深增加而逐渐降低,夏季呈现先降低后增大的趋势,冬季未呈现明显的浓度梯度变化。TMe Hg浓度在夏季、春季和秋季中均表现为随水体深度的增加而增加的趋势,而TMe Hg浓度同THg浓度相似在冬季未呈现明显的梯度差异。（3）汝溪河河口沉积物中THg浓度在全球土壤汞的范围之内。THg浓度在各样点中均不具显着性差异（ANOVA test,p>0.05）,同时,在四个季节上差异不明显（ANOVA test,p>0.05）,冬季略高于其他季节。垂直剖面上,THg浓度表现为除与干流直接交汇的样点最大值在8cm外,其余样点最大值均出现在表层或次表层,且在垂向上均呈现随深度增加而减少的趋势。河口沉积物中TMe Hg浓度接近于三峡库区消落带裸地土壤汞浓度。TMe Hg浓度在受上游来水和干流水体倒灌共同影响的S7样点TMe Hg浓度显着高于其他样点（ANOVA test,p<0.05）。在季节上表现为夏季>秋季>冬季>春季,且四个季节之间均表现出显着性差异（ANOVA test,p<0.05）,其中S7样点TMe Hg在季节上差异较为明显。TMe Hg浓度在垂直剖面上基本呈现随深度的增加而降低的趋势,除与干流直接交汇的S10样点TMe Hg浓度最大值出现次表层外,其余样点最大值出现在沉积物的表层。（4）汝溪河河口受三峡库区水位和上游来水共同影响的样点沉积物THg在季节上没有明显的季节分布,Me Hg呈现明显的季节分布:秋季>夏季>冬季>春季,THg、Me Hg和生物可利用性汞在垂直剖面上沉积物基本呈现随深度增加而减少的趋势。沉积物孔隙水中DHg和DMe Hg在垂直剖面上总体均表现为随深度增加而下降,季节上DHg和DMe Hg最大值均出现在0～2cm的表层,且均远高于上覆水体中DHg和DMe Hg浓度,在季节分布趋势均为秋季>夏季>春季>冬季。无机汞在汝溪河河口沉积物固/液界面之间的分配系数从高到低依次为,冬季>春季>夏季>秋季。甲基汞在汝溪河河口沉积物固/液界面之间的分配系数从高到低依次为,冬季>秋季>夏季>春季。且沉积物孔隙水中甲基汞与沉积物中甲基汞呈显着性相关（r=0.737,p<0.001,n=23）。河口沉积物孔隙水中DHg和DMe Hg的扩散通量都存在着季节变化,DHg的扩散通量在秋季最高,冬季最低,甲基汞的扩散通量随孔隙水中DMe Hg浓度的增大而增大,其中夏季甲基汞的扩散通量最大,冬季最小。（5）汝溪河河口沉积物孔隙水中甲基汞含量和生物可利用性汞呈正比关系（r=0.21,p<0.05,n=23）,与相应的SO42-之间呈正相关关系（r=0.23,p<0.05,n=23）,而与AVS呈显着负相关（r=-0.35,p<0.01,n=23）,沉积物孔隙水硫酸根离子含量和Me Hg含量的最大值均位于表层,且含量随深度的随深度增加而降低。同时,孔隙水中甲基汞含量与活性铁的含量呈显着的正相关关系（r=0.16,p<0.01,n=23）,与Fe（Ⅱ）的含量呈显着的负相关关系（r=-0.38,p<0.01,n=23）,说明沉积物生态系统中铁和硫的生物地球化学循环在微生物的作用下共同影响无机汞的甲基化过程。（6）汝溪河河口沉积物的甲基化速率和去甲基化速率在30℃条件下均显着高于12℃条件下,这与野外调查的结果一致。同时,汝溪河河口培养沉积物中添加了广普杀菌剂氯霉素、产甲烷菌抑制剂2-溴乙磺酸钠（ESA）和钼酸钠（Na2Mo O4）后,沉积物均呈现了明显的去甲基化速率降低的过程。同时,广谱抑菌剂氯霉素的添加,沉积物中甲基化速率也呈现明显的下降。添加ESA、水合氧化铁（HFO）、硝酸钠（Na NO3）、葡萄糖(C6H12O6)和硫酸钠（Na2SO4）后,沉积物中甲基化速率均呈现一定程度的增加,其中Na2SO4的添加使甲基化速率常数增加了约2倍。在共同添加Na2Mo O4和HFO后,甲基化速率并没有增加反而降低了约55%,而共同添加Na2SO4和HFO后,甲基化速率增加了近3倍,说明在硫酸盐还原菌（SRB）和铁还原菌（Fe RM）都有活性的处理中具有了最高的甲基化速率。综合实验结果表明,汝溪河河口培养沉积物中控制甲基化过程的关键微生物为硫酸盐还原菌。
周雨婷[3]（2020）在《中国农田土壤中抗生素抗性基因分布及典型污染物浓度特征、对其影响与风险评估》文中研究指明农田环境中污染物的种类繁多,其中重金属汞、类金属砷和有机物多溴联苯醚（Polybrominated diphenyl ethers,PBDEs）是典型污染物,近年来受到全球广泛关注的新型污染物抗生素抗性基因（Antibiotic resistance genes,ARGs）更给农田环境带来了新的挑战。许多典型污染物都可以独立或协同其他污染物共同作用从而促进ARGs的传播。伴随我国社会经济的迅速发展,这些污染物仍不断地输入农田环境中,对生态和人类健康带来了不可逆的危害。迄今为止,对于ARGs在大区域农田中的分布特征不明,影响机制不详,基于实际环境下观测典型污染物浓度特征及典型污染物与ARGs共存的环境效应的研究也不多。因此,本论文通过跨时段全国大尺度的土壤和树皮采样活动,揭示了农田土壤中ARGs的分布特征,阐明了三种典型污染物的浓度特征;探讨了这三种污染物对ARGs的影响和可能的作用机制;评估了典型污染物的生态风险和健康风险,这对我国乃至全球范围内控制和减少农田环境污染具有重要意义。本论文主要研究结果如下:（1）磺胺素（sul）和四环素（tet）抗性基因在农田土壤中广泛存在,丰度水平为10-8-10-2 gene copies/16S r RNA gene copies。sul和tet基因在农田的分布存在显着差异,东北地区是sul基因的热点区域,最高丰度达1.85×10-3 gene copies/16S r RNA gene copies。辽宁、湖北、江苏、山东和湖南省tet基因丰度较高,丰度范围为1.4×10-2-3.9×10-2 gene copies/16S r RNA gene copies。分析表明,总体上sul基因的分布可能主要受到气象参数和污水灌溉的影响,呈现从北到南递减的特征,而tet基因分布特征可能主要与土壤性质和粪肥施用有关。（2）农田土壤中汞的浓度范围为0.06-0.78 mg/kg,我国农田表层土壤汞总储存量为4.1×104吨,每年向大气排放汞总量约为107吨。华东和华南地区的汞浓度最高,汞的垂直分布特征为轻微的表面富集。地质累积指数Igeo和相关性分析强调了经济增长和能源消耗对2011-2016年间土壤汞积累的影响。土壤有机质、高温和降水均可能促进汞向土壤中的积累或沉降过程。与其他重金属相比（Pb、Cd、Cr、Zn、Ni、Ca、Mg、Co、Mn）,汞和铜对ARGs的影响更显着,细菌的SOS反应和协同抗性可能是汞诱导ARGs丰度提高的主要机制。sul基因对重金属污染的反应比tet基因更敏感,证实了sul基因可以作为环境重金属污染的有效指标。Hakanson指数法显示农田土壤汞具有高潜在生态风险,强调汞应作为生态优先控制金属。农田土壤汞通过多种途径暴露于人体产生的非致癌性风险的平均危害指数小于1,表明对人体不存在非致癌性健康风险。（3）农田土壤中砷的浓度浓度为1.93-36.0 mg/kg,我国农田表层土壤砷总储存量为3.72×106吨。华南地区呈现最高的浓度水平,砷的垂直分布呈现表层富集的趋势。Igeo和PCA分析表明农田土壤砷的浓度特征主要受到成土母质的影响。2006-2016年间砷的含量呈现上升趋势,这可能与农业实践中的肥料施用有关,特别是磷肥。土壤p H对砷的分布和迁移起到重要的作用。土壤砷对sul2基因的水平转移存在促进作用,协同抗性是可能的作用机制,而砷与tet M丰度存在显着负相关性,砷对土壤中携带tet基因的微生物的影响可能是导致抑制作用的原因。Hakanson指数法表明农田土壤砷的潜在生态风险低。总体上,农田土壤砷对人体不存在非致癌性健康风险,对人体的致癌性健康风险处于低水平。（4）农田土壤中PBDEs的总浓度范围为2.26-16.9 ng/g,华东和华南地区浓度最高。BDE-209对土壤PBDEs的浓度贡献率最大,其主要来自Deca-BDEs的使用,低溴代PBDEs主要来自历史使用的PBDEs及环境中PBDEs的降解。土壤PBDEs的浓度特征受土壤有机质和p H的影响。低溴代的PBDEs表现出对ARGs水平转移的促进作用,协同抗性和交叉抗性可能是PBDEs诱导ARGs提升的主要机制。（5）农田周边树皮中PBDEs的总浓度范围为0.398-13.8 ng/g dw,华东地区浓度最高。树皮PBDEs的来源与土壤相似。树皮PBDEs与地区大气PM2.5、人口密度、经济指标（PCGRP、GDP）均存在显着相关性,突出了大气细颗粒物在PBDEs大气迁移中的重要角色,强调了经济发展可能加剧环境PBDEs污染。（6）通过树皮/大气分配模型估算农田大气中PBDEs总浓度范围为0.923-423 pg/m3,华南和华东地区浓度最高。大气、树皮、土壤的PBDEs浓度存在显着相关性,表明不同介质可能具有相似的PBDEs来源。逸度模型得到的逸度分数均小于0.3,表明农田环境中PBDEs仍处于从大气向土壤沉降的动态过程,这个过程受地区温度和降水的影响。大气和土壤PBDEs通过多种途径的人体平均暴露剂量呈现幼儿>婴儿>儿童>青少年>成人的趋势,PBDEs对人体不存在非致癌性健康风险,BDE-209对人体的致癌性健康风险非常低。
李昌鑫[4]（2020）在《燃煤电厂周边环境中汞的溯源研究及其对微生物多样性的影响》文中研究说明燃煤电厂是最主要的汞人为排放源之一,煤中的汞经高温燃烧后随烟气排至大气并进入土壤和水体,容易对周边区域造成一定的汞污染现象。因此,研究电厂汞排放对周边区域的贡献率以及影响程度显得尤为重要。本研究选取东南沿海某大型燃煤电厂,测定其周边区域不同环境样品中的汞同位素组成,分析电厂对环境汞的贡献率;并测定电厂周边区域土壤和空气颗粒物中微生物群落组成,评估低浓度汞污染对电厂周边土壤和颗粒物中微生物的影响。主要结果如下:（1）电厂周边区域水体汞δ202Hg的变化范围为-1.26‰～-0.97‰,Δ199Hg的变化范围为0.06‰～0.24‰;土壤汞δ202Hg的变化范围为-1.19‰～-0.98‰,Δ199H g的变化范围为-0.01‰～0.05‰;空气颗粒物汞的δ202Hg变化范围为-1.54‰～-0.76‰,Δ199Hg变化范围为-0.06‰～0.09‰;生菜叶片中δ202Hg变化范围为-2.82‰～-1.34‰,Δ199Hg值变化范围为-0.29‰～-0.04‰。大气、水体和植物样品的同位素组成表明其均发生了明显的分馏现象,而土壤样品中同位素分馏现象较不明显。燃煤电厂对研究区域汞污染的贡献率为9.4%～37.5%,同时贡献率随离电厂距离的增加先增加后减小。（2）研究区域内稻田土和旱地土总汞浓度差异不大,而稻田土中甲基汞的浓度均明显高于旱地土。稻田土的微生物群落多样性及均匀度均高于旱地土,且稻田土和旱地土的优势菌群在种类和丰度上均有很大差异。土壤中汞和甲基汞污染与微生物群落丰度及微生物群落多样性的相关性均较小。稻田土中汞和甲基汞浓度均与硝化螺旋菌门的相对丰度呈负相关,而与δ-变形菌纲、放线菌门、拟杆菌门以及厚壁菌门的相对丰度呈正相关;旱地土中,甲基汞浓度只与拟杆菌门的相对丰度有略微显着的正相关关系;总汞浓度与γ-变形菌纲、β-变形菌纲以及厚壁菌门有正相关关系,与酸杆菌门和绿湾菌门呈负相关。稻田土的潜在汞甲基化微生物丰度高于旱地土,且在旱地土的微生物DNA中没有检测到汞甲基化的功能基因hgcA基因。稻田土中hgcA-Arc基因丰度要高于hgcA-Del基因丰度,而hgcA-Del基因丰度与甲基汞浓度呈显着的正相关。（3）颗粒物微生物的物种种类数及丰度都较小。颗粒物微生物数量随着颗粒物浓度增加而增加,随汞浓度的增大先增加后减小;但物种多样性与颗粒物汞浓度没有明显的相关关系。颗粒物浓度与厚壁菌门、变形菌门、芽单胞菌门、梭菌纲、Negativicutes有显着的正相关关系（p<0.05）,与蓝细菌门、γ-变形菌纲、杆菌纲有显着的负相关关系（p<0.05）;颗粒物汞浓度与拟杆菌门、芽单胞菌门、Negativicutes有显着的正相关关系（p<0.05）,与γ-变形菌纲有显着的负相关关系（p<0.05）。
胡永兴[5]（2019）在《兰州市永登县农用地土壤重金属污染现状评价》文中提出随着社会经济的快速发展,大量重金属物质进入土壤造成了土壤重金属污染问题,使得土壤环境质量下降、土壤结构和功能恶化,最终危害人类身体健康。因此,研究土壤重金属污染状况对土地分类管理、农业安全种植、土壤污染防治以及生态文明建设具有重要的指导意义。本文以兰州市永登县农用地土壤为研究对象,通过样品采集、实验测试、数理统计分析,对该区农用地土壤重金属分布特征进行研究,并采用多因子综合评价、内梅罗污染指数评价和主成分分析法方法对永登县大通河川带、民乐-武胜驿低山丘陵带、秦王川盆地、庄浪河谷中游带和庄浪河谷下游带5个地区共228个表层土壤样品中镉、汞、砷、铅、铬、铜、镍、锌8种重金属进行土壤污染风险评价。主要结论如下:1、通过对永登县农用地土壤调查分析,除土壤汞外,全区土壤8项重金属含量均值皆高于甘肃省对应均值。全区铬、铜、锌最大值位于大通河川带,镍最大值位于民乐-武胜驿低山丘陵带,镉、铅最大值位于庄浪河谷中游带,汞、砷最大值位于庄浪河谷下游带。全区土壤镉数据呈正态分布,土壤汞、砷、铅、铬、铜、锌6个元素右偏态分布,土壤镍呈左偏态分布。2、基于《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618-2018）行业标准的土壤重金属污染风险评价,结果显示永登县农用地土壤质量整体良好,即土壤中重金属基本无风险或风险可忽略,只有个别点位土壤重金属含量接近阈值,整体属于安全农用地。3、采用多因子综合评价法和内梅罗污染指数评价法,对研究区5个地区表层土壤中8种重金属进行土壤污染风险评价,结果表明研究区整体污染（危害）程度低、清洁程度高,庄浪河谷中下游带个别点位达到尚清洁警戒限污染级别,其中土壤砷、镉等污染物含量相对较高,出现了不同程度的累积,这是由于该地区是永登县化学原料和化学制品制造业和主要农用地集中区,因此要控制企业的污染物排放、农用地化肥大量使用等,以防止该区污染加重。4、主成分综合评价分析结果显示,研究区重金属镉-铅、铬-镍、铜-锌之间具有较强的相关性,这能在一定程度上反映上述重金属污染物的同源性和差异性。研究区5个地区土壤环境质量整体较为良好,土壤环境质量排序结果为:民乐-武胜驿低山丘陵带>秦王川盆地>大通河川带>庄浪河谷下游带>庄浪河谷中游带。该结果反映出庄浪河谷中下游带土壤重金属含量相对较高,土壤环境质量相对一般。5、对永登县农用地划分的五个研究区土壤污染防治的主要措施有:引导科学合理施肥;开展农用地土壤污染状况精查,确定农用地污染范围和程度;继续加大保护力度,确保农用地安全利用;进一步加强污染源和土地质量管控,引导土壤污染防治投入;积极引用技术方法,改善农用地土壤环境质量。针对每个地区的防治措施要有的放矢。
郭程程[6]（2019）在《添加硒对低温热解处理土壤中汞活性的影响研究》文中提出汞是一种有毒金属元素,可通过生物链富集放大效应对人体健康产生严重危害。硒是人体所必须的微量元素,对汞毒性具有一定的拮抗作用,很容易通过食物链向人体传输。目前,由于化工原料生产和汞矿采冶造成了严重的土壤汞污染,而低温热解技术能够针对高浓度（≥100mg/kg）汞污染土壤进行有效修复处理,本论文主要针对高汞污染土壤经工程性低温热解技术修复后的土壤总汞含量及形态变化进行研究,分析不同污染类型土壤（化工污染类型和矿山冶炼类型）经低温热解修复后的效果差异,并针对农作物对汞毒性的富集放大效应,采用土壤施硒的方式来研究硒对高浓度汞污染土壤修复前后种植植物体内汞的分布、蓄积的影响,主要研究结果如下:1.低温热解技术对土壤肥力破坏较小,在修复后仍然可以满足作物生长条件并用于复垦。2.目前,低温热解修复技术土壤总汞去除率可达到90%以上。不同的污染形式下其汞形态分布不同,本研究中的两种典型汞污染区主要表现为矿山冶炼区残渣态汞高于化工污染区,而化工污染区有机结合态汞高于矿山冶炼区,且在生态环境的影响下,可能存在残渣态向有机结合态转化的趋势,还需做进一步的监测调查。3.以作物种植为手段观察硒汞之间拮抗作用的表现效果发现,硒添加对不同土壤不同作物所表现出的硒汞相互作用的结果有所差异,本研究中硒添加浓度梯度的表现结果如下:（1）化工污染区热解前小白菜可食部分在0.5Se组汞浓度最低,热解后1Se组汞含量最低;水稻可食部分（稻米）中汞含量表现为:热解前在1Se组汞含量最低,与对照组相比降低了31.9%,而热解后对照组稻米汞含量最低;（2）矿山冶炼区小白菜可食部分在对照组中汞含量最低,而修复前后稻米中汞含量均在10Se组最低。4.通过补硒处理后,小白菜和水稻根系土壤汞含量均有不同程度的改变,且在四种土壤中均表现出部分加硒组根系土壤汞含量高于对照组,表明硒的处理增强了根际周围土壤对汞的富集。水稻根系土壤汞含量普遍表现出高于小白菜根系土壤汞含量,可能与作物根系生物量有关,生物量越大,越容易将汞富集在表层土当中,但补硒能够显着抑制水稻根汞的吸收从而降低根汞含量。
程柳[7]（2018）在《市政污泥中汞的地球化学特征与生态风险研究》文中研究说明市政污水已被确定为环境中汞的重要来源之一。然而,作为污水传播中汞的“汇”,污泥中汞的地球化学特征及其产生的环境效应等一系列问题仍未明确。论文以我国30个省市区的40个市政污水处理厂脱水污泥为研究对象,分析了污泥中汞的地球化学形态,计算了市政污泥携带总汞和甲基汞的质量及归趋,通过淋溶实验研究了汞的释放特征,进而评价了污泥中汞的潜在生态风险。具体研究结果如下:（1）我国40个城市市政污泥中总汞和甲基汞含量均符合对数正态分布,其几何均值分别为2.02±2.84 mg·kg-1和3.07±5.32 ng·g-1。在此基础上,估算了全国市政污泥中汞的质量及归趋。市政污泥中总汞含量呈现出由北向南逐渐降低的变化趋势。经对数转化后,市政污泥中甲基汞与总汞呈显着正相关关系。市政污泥中甲基汞占总汞的比例符合对数正态分布,其范围是0.01%0.77%,几何均值为0.15%±0.21%。（2）对市政污泥中汞的地球化学形态分析发现,市政污泥中的汞主要以硫化物态（F5）和有机络合态（F3）形式存在,二者之和占总汞的比例达到86%,生物可利用态（水溶态F1+胃酸溶解态F2）所占总汞的比例不足1%。污泥中F3、元素汞/强络合态汞（F4）和F5与总汞均呈显着正相关关系,F3、F4和F5汞含量随总汞含量升高而升高。另外,F2和F4呈显着正相关关系,而F3与F5、F4与F5之间均呈极显着负相关关系。市政污泥中甲基汞与水溶态汞和有机络合态汞呈显着正相关关系。（3）模拟雨水和去离子水淋溶液作用下,淋出液中总汞的浓度范围分别是12.02718.56 ng·L-1和5.49260.42 ng·L-1;溶解态总汞的浓度范围分别在1.45360.55 ng·L-1和1.0371.71 ng·L-1之间波动。淋出液中甲基汞的浓度范围分别是0.018.22 ng·L-1和0.0115.08 ng·L-1;溶解态甲基汞浓度范围分别在0.013.03ng·L-1和0.017.92 ng·L-1之间。淋出液中溶解态总汞与总汞、溶解态甲基汞与甲基汞均呈显着正相关关系。模拟雨水和去离子水淋出液中甲基汞/总汞范围分别是0.01%44.58%和0.01%50.80%。对污泥中总汞和甲基汞释放过程进行数学模型拟合得出,抛物线方程能够很好地描述其释放过程。在模拟雨水和去离子水作用下,甲基汞的质量平衡闭合分别为135%和137%,表现为淋溶后>淋溶前。据此推断,污泥在淋溶过程中可能发生了无机汞的甲基化。（4）以我国各省会城市土壤汞背景值为参比,富集因子法评价结果显示,约90%的市政污泥中汞含量达到中度富集水平以上;地累积指数法评价结果表明,我国40个市政污泥中汞的地累积指数范围在0.27.3之间,表现出轻微到极强富集水平。HaKanson潜在生态风险系数法评价结果显示,87.5%的市政污泥中汞含量达到很高潜在生态风险。
郭程程,张军方,余志,瞿丽雅[8]（2018）在《汞的土壤地球化学及其环境效应》文中指出汞是一种亲铜性有毒金属元素,其单质和化合物均有剧毒,且广泛存在于自然界中。受人类活动影响,土壤汞污染日益加剧。本文详细论述了土壤中汞的含量、赋存状态及土壤污染修复的方法,总结了土壤中汞的迁移转化、吸附解吸等地球化学行为,分析了影响其地球化学行为的主要环境因素,并列举了汞污染土壤中农作物汞的生物积累及其产生的危害。但目前还没有一种彻底高效的针对汞污染的修复方法,因此土壤汞污染的有效治理方法还处于不断探索当中,还需进一步研究了解汞在整个生态系统中的转化及表达机制,最终实现人地和谐发展的目标。
唐黎[9]（2018）在《百花水库消落带土壤和植物汞分布及污染特征》文中认为汞属于生物非必需元素,它的所有形态都具毒性,其中甲基汞的毒性最强。自20世纪50年代,日本发生“水俣病”后,汞及甲基汞在环境中的污染问题越来越受到关注。水库是典型的“汞敏感生态系统”,因此对水库汞污染问题的研究极为重要。百花水库属贵阳“两湖一库”,是重要的水源饮用地之一。19711985年间,贵州有机化工厂排放大量未经处理的含汞废水进入百花水库,造成百花水库及周边受到了汞的严重污染。此后,虽切断了该工厂含汞废水的排放,但水库上游仍存在着其它的汞污染源。根据调查研究,百花水库沉积物中总汞浓度远远超过了其它天然水库。由此可见,百花水库汞污染问题极为严峻。由于“冬蓄夏排”,百花水库水位季节变化使水库周围形成了垂直落差约6m的消落带。对于水库消落带,一方面,它同时汇集来自陆地径流和水库水体的汞污染物,因此是汞的“汇”。另一方面,它又受到径流和水体的冲刷,汇集的汞污染物又会释放到水体,因此,也是汞的“源”。水库水位的周期性变化使消落带土壤出现干湿交替,这必将引起土壤性质的改变,从而对汞的迁移转化（尤其是汞甲基化）产生重要的影响。目前对于百花水库消落带汞,尤其是甲基汞的浓度分布特征;消落带土壤中汞的赋存形态;消落带土壤是否受到上游汞污染源的影响;消落带土壤汞是否存在生态风险等问题,仍缺乏系统的研究。此外,据调查发现,百花水库消落带植物表现为单种科和单种属占优势,表现出生态脆弱性。目前对于消落带植物中汞和甲基汞浓度的分布特征,以及是否能从这些植物中筛选出适宜消落带土壤的汞修复植物等问题同样缺乏系统的研究。因此,本研究对百花水库消落带土壤进行系统的调查采样,并采集了消落带植物样品。分析了土壤和植物样品的总汞和甲基汞浓度特征及其影响因素,以及土壤汞赋存形态,并对土壤汞进行污染评价,旨在探索消落带汞的环境地球化学过程及其生态风险,以及为消落带土壤汞生态修复提供参考。结果如下:（1）百花水库消落带土壤总汞浓度在67.9796.8ug/kg之间（264.6±151.0ug/kg）,甲基汞浓度范围为0.18331.268ug/kg（2.724±3.276ug/kg）。总汞和甲基汞浓度高于未受污染区域水体,但低于汞严重污染区,因此处于中等水平。（2）百花水库消落带表层土壤总汞和甲基汞浓度具有显着的空间变化。各区域总汞平均浓度表现为淹水区>未淹水区>半淹水区,甲基汞浓度为淹水区>半淹水区>未淹水区。在土壤垂直方向上,总汞和甲基汞浓度都无明显的积累。（3）百花水库消落带土壤汞形态以有机络合态、强结合态、硫化物结合态为主,水溶态和酸溶态汞比例较低。（4）评价结果表明百花水库消落带土壤汞具有较高污染风险,应当引起重视。（5）百花水库消落带植物叶部总汞浓度范围为6.6160.1 ug/kg（70.2±26.2ug/kg）,茎部总汞浓度范围为10.0112.1ug/kg（38.3±23.0ug/kg）,根部总汞浓度范围为11.2117.8ug/kg（49.8±27.1ug/kg）。叶部甲基汞浓度范围为0.1990.861ug/kg（0.425±0.144ug/kg）,茎部总汞浓度范围为0.1760.950ug/kg（0.357±0.161ug/kg）,根部总汞浓度范围为0.1540.867ug/kg（0.457±0.169ug/kg）。与其它天然或汞矿区相比,百花水库消落带植物体内总汞和甲基汞浓度均处于中等水平。（6）基于总汞和甲基汞生物富集系数,筛选出龙葵、车前草、地果、加拿大飞蓬、荔枝草、黄花蒿、苎麻和茵陈蒿共8种植物用于土壤总汞植物生态修复。车前草可用于土壤甲基汞生态修复。龙葵和车前草可以成为土壤汞和甲基汞生态修复的先锋植物。
王志鹏[10]（2018）在《FeS、改性钢渣和改性粉煤灰对汞污染土壤的稳定化效应研究》文中提出汞作为一种剧毒重金属,可以存在于大气、水体、土壤及生物体内,会对环境和人类造成极大的危害。我国每年排放的汞约占全球1/3,对环境的影响不可忽视,特别是汞赋存于土壤中带来的危害,因此对汞污染土壤的修复治理已经成为了当务之急。本实验利用来源广泛、价格低廉的转炉钢渣、火电厂粉煤灰、FeS及其复配组合试剂对汞污染土壤进行稳定化处理,针对转炉钢渣和火电厂粉煤灰进行安全性分析,并做改性处理,得到高效率修复汞污染土壤的稳定化试剂,对比处理前后的稳定化试剂表征;根据稳定化效率及其后期毒性浸出效果筛选出稳定化效率最高的单一试剂和复配组合试剂,探究稳定化修复前后土壤中汞的各种形态含量变化及其稳定化修复机理;探究稳定化时间、稳定化温度及土壤有机质含量对钢渣和粉煤灰修复含汞土壤的影响。本论文得到的主要结论如下:（1）钢渣和粉煤灰浸出毒性实验表明这两种废渣无毒性,对环境友好,物理化学性质较稳定,适合用于汞污染土壤的修复使用;（2）矿物钢渣和粉煤灰经过酸、纳米改性后,通过SEM、BET对其结构、比表面积、活性指数等进行测试和表征,结果表明改性后两种矿物层间距发生变化,活性指数和比表面积显着增大,孔道变多且孔隙变大,矿物表面有较多活性吸附位点,能够高效率吸附土壤中的重金属汞;（3）采用FeS、钢渣、粉煤灰和自制改性材料试剂处理汞污染土壤,得到稳定化效果为:酸纳米改性钢渣/酸纳米改性粉煤灰>酸纳米改性钢渣/FeS>酸纳米改性粉煤灰/FeS>酸纳米改性钢渣>FeS>酸纳米改性粉煤灰>纳米改性钢渣>纳米改性粉煤灰>酸改性钢渣>酸改性粉煤灰>钢渣>粉煤灰;在单一试剂实验中5%酸纳米改性钢渣稳定效果最好,在复配试剂实验中2.5%酸纳米钢渣+2.5%酸纳米改性粉煤灰稳定效果最好,分别能达到99.89%和99.94%,整个摩尔比范围土壤浸出液汞含量均低于GB 5085.3-2007规定的汞限值0.10 mg/L（土壤汞的毒性浸出值为28.163 mg/L）,FeS试剂过量投入会导致可交换态汞含量增高,因此需要注意稳定剂的投入量;（4）稳定化过程土壤中汞的各种形态有很大变化,可交换态汞和可还原态汞含量显着降低,可氧化态汞含量变化不大,残渣态汞含量显着升高,修复后的土壤中汞的生物迁移性显着降低,对环境的潜在危害大大减小;稳定化处理后土壤中汞的形态大部分由可交换态、可还原态和可氧化态转化为残渣态,其含量高达75%以上,汞的生物有效性显着降低;（5）由XRD图分析得出,修复后的土壤中有HgS、Hg（OH）2、Hg2（OH）2等物质生成,表明实验稳定化修复汞污染土壤是通过化学反应、物理吸附、化学吸附、离子交换吸附等作用实现的;（6）土壤浸出液中汞浓度随着修复时间的增加逐渐降低,在稳定化10d后趋于平稳,根据实际修复应用考虑改性钢渣和改性粉煤灰修复含汞土壤的最优稳定化时间为10 d;在5～35℃范围内,土壤浸出液中汞浓度随着温度的升高逐渐降低,根据实际修复环境的应用选取最优稳定化温度为35℃;在土壤修复过程中加入土壤有机质（玉米秸秆）对酸纳米改性钢渣的稳定化修复有抑制作用,但对酸纳米改性粉煤灰的稳定化修复有促进作用,建议可以在适当范围内（土壤质量分数的4%以上）添加一定量的土壤有机质。
二、土壤汞的地球化学行为及其污染的防治对策（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、土壤汞的地球化学行为及其污染的防治对策（论文提纲范文）
（1）铁基蒙脱土（Fe-MMT）-菌肥-有机肥对大棚土壤释汞的控制机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究意义 |
| 1.2 土壤汞污染现状 |
| 1.3 国内外土壤汞修复研究现状 |
| 1.4 研究目标 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线图 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料及试剂 |
| 2.2 土壤和植物样品采集 |
| 2.3 土壤理化指标的检测及材料表征方法 |
| 2.4 土-气界面Hg~0的检测方法 |
| 2.5 土壤THg检测方法 |
| 2.6 土壤汞形态检测方法 |
| 2.7 小白菜体内THg检测方法 |
| 2.8 铁基蒙脱土在水土混合体系中对Hg~(2+)的吸附-解吸实验设计 |
| 2.9 土壤生态风险评价方法 |
| 2.10 质量控制 |
| 第三章 铁基蒙脱土-菌肥-有机肥对棚内作物汞含量的影响 |
| 3.1 施加铁基蒙脱土-菌肥-有机肥对小白菜生物量的影响 |
| 3.2 施加铁基蒙脱土-菌肥-有机肥对小白菜根部中汞含量的影响 |
| 3.3 施加铁基蒙脱土-菌肥-有机肥对小白菜叶子中汞含量的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 铁基蒙脱土-菌肥-有机肥影响下土壤汞的迁移转化特征与风险评价 |
| 4.1 大棚内土-气界面Hg~0的释放特征 |
| 4.1.1 单一处理组对大棚内土-气界面Hg~0的释放特征 |
| 4.1.2 两种复合处理组对大棚内土-气界面Hg~0的释放特征 |
| 4.1.3 三种复合处理组对大棚内土-气界面Hg~0的释放特征 |
| 4.2 大棚内土壤THg含量的变化特征 |
| 4.2.1 单一处理组对大棚内土壤THg含量的影响 |
| 4.2.2 两种复合处理组对大棚内土壤THg含量的影响 |
| 4.2.3 三种复合处理组对大棚内土壤THg含量的影响 |
| 4.3 大棚内土壤汞形态的变化特征 |
| 4.3.1 单一处理组对大棚内土壤汞形态的影响 |
| 4.3.2 两种复合处理组对大棚内土壤汞形态的影响 |
| 4.3.3 三种复合处理组对大棚内土壤汞形态的影响 |
| 4.4 土壤生态风险评价 |
| 4.4.1 风险评估代码 |
| 4.4.2 汞在土壤-植物系统中的TF和BCF值 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 水土混合体系中铁基蒙脱土对Hg~(2+)的吸附-解吸特征 |
| 5.1 影响铁基蒙脱土在水土混合体系中吸附汞的因素探究 |
| 5.1.1 pH对 Hg(NO_3)_2吸附的影响 |
| 5.1.2 吸附剂添加量对Hg(NO_3)_2吸附的影响 |
| 5.1.3 汞初始浓度对Hg(NO_3)_2吸附的影响 |
| 5.1.4 吸附时间对Hg(NO_3)_2吸附的影响 |
| 5.2 汞的吸附动力学模型和等温模型 |
| 5.2.1 吸附动力学 |
| 5.2.2 等温吸附 |
| 5.3 HNO_3对Hg(NO_3)_2毒性浸出实验 |
| 5.4 铁基蒙脱土对土壤汞修复的机制分析 |
| 5.4.1 吸附剂微观结构在吸附过程中的作用 |
| 5.4.2 吸附机制分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 土壤理化指标变化及土壤释汞机制分析 |
| 6.1 土壤理化指标与形态汞之间的关系 |
| 6.2 自然因素对土壤气态汞含量的影响 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
| 本课题所受项目资助 |
（2）三峡库区典型支流汝溪河河口汞的迁移转化特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.文献综述 |
| 1.1 汞的概述 |
| 1.1.1 汞的性质 |
| 1.1.2 汞的危害 |
| 1.1.3 汞的来源 |
| 1.1.4 汞的形态 |
| 1.2 水环境中汞迁移转化的影响因素 |
| 1.3 水生环境系统中汞甲基化过程 |
| 1.3.1 生物甲基化和去甲基化 |
| 1.3.2 非生物甲基化和去甲基化 |
| 1.4 水环境中汞的研究现状 |
| 1.4.1 水体/沉积物中汞研究现状 |
| 1.4.2 生物体中汞的研究现状 |
| 1.5 水环境中河口汞的研究现状 |
| 2 立题依据 |
| 2.1 选题背景 |
| 2.2 研究目标 |
| 3 研究内容 |
| 3.1 汝溪河水体、沉积物中重金属的空间分布特征 |
| 3.2 汝溪河河口水体、沉积物中各形态汞的分布特征 |
| 3.3 汝溪河河口沉积物-水界面汞甲基化的影响因素 |
| 3.4 汝溪河河口沉积物汞甲基化/去甲基化速率及其影响因素研究 |
| 4 技术路线 |
| 第二章 汝溪河重金属的分布特征及生态风险 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域概况 |
| 2.1.2 样品采集 |
| 2.1.3 样品分析 |
| 2.1.4 重金属在沉积物和水体中的分配系数 |
| 2.1.5 重金属污染风险评价方法 |
| 2.1.6 质量控制 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 汝溪河表层水体中重金属分布特征 |
| 2.2.2 表层沉积物中重金属的含量与分布 |
| 2.2.3 表层沉积物中重金属的赋存形态 |
| 2.2.4 重金属在沉积物和水体中的分配系数 |
| 2.2.5 沉积物重金属含量的垂向分布特征 |
| 2.2.6 汝溪河沉积物重金属污染评价 |
| 2.2.7 汝溪河沉积物重金属来源和影响因素分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 汝溪河河口水体和沉积物中汞的变化特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区域概况 |
| 3.1.2 样品采集 |
| 3.1.3 样品分析 |
| 3.1.4 质量控制 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 河口上覆水中形态汞的分布特征 |
| 3.2.2 河口上覆水中形态汞季节分布分布特征 |
| 3.2.3 上覆水中各形态汞的垂向剖面分布 |
| 3.2.4 河口沉积物中汞的分布特征 |
| 3.2.5 河口沉积物中汞的空间分布特征 |
| 3.2.6 河口沉积物中汞的垂直剖面分布特征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 汝溪河河口沉积物/水界面汞环境化学行为及影响因素 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究区域概况 |
| 4.1.2 样品采集 |
| 4.1.3 样品分析 |
| 4.1.4 质量控制 |
| 4.1.5 沉积物-水界面汞交换通量 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 河口沉积物中汞分布特征 |
| 4.2.2 河口沉积物孔隙水中汞分布特征 |
| 4.2.3 河口沉积物的物理化学性质 |
| 4.2.4 河口沉积物孔隙水的物理化学性质 |
| 4.2.5 沉积物中汞和甲基汞向上覆水体的扩散通量及对水体的贡献 |
| 4.2.6 汝溪河沉积物汞甲基化的影响因素 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 汝溪河沉积物汞的甲基化/去甲基化速率及影响因素 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 研究区域概况 |
| 5.1.2 样品采集 |
| 5.1.3 沉积物甲基化/去甲基化速率测定培养实验方法 |
| 5.1.4 样品分析 |
| 5.1.5 沉积物甲基化/去甲基化速率分析 |
| 5.1.6 质量控制 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 汝溪河河口沉积物甲基化/去甲基化速率过程 |
| 5.2.2 汝溪河河口沉积物中去甲基化过程关键控制微生物 |
| 5.2.3 汝溪河河口沉积物中甲基化过程关键控制微生物 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 论文不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参加课题 |
（3）中国农田土壤中抗生素抗性基因分布及典型污染物浓度特征、对其影响与风险评估（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 抗生素抗性基因概述 |
| 1.2.1 抗生素抗性基因的来源与种类 |
| 1.2.2 抗生素抗性基因的转移与传播 |
| 1.2.3 抗生素抗性基因的健康风险 |
| 1.2.4 国内外土壤抗生素抗性基因的污染状况与研究进展 |
| 1.3 其他典型污染物概述 |
| 1.3.1 土壤汞的污染状况、研究进展与健康风险 |
| 1.3.2 土壤砷的污染状况、研究进展与健康风险 |
| 1.3.3 多溴联苯醚的污染状况、研究进展与健康风险 |
| 1.4 典型污染物对抗生素抗性基因传播扩散的影响 |
| 1.4.1 重金属对抗生素抗性基因的影响 |
| 1.4.2 持久性有机物对抗生素抗性基因的影响 |
| 1.5 研究技术与路线 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 农田土壤中抗生素抗性基因的分布特征 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 土壤理化性质的测定 |
| 2.2.3 土壤样品的DNA提取与纯化 |
| 2.2.4 聚合酶链式反应方法的建立与优化 |
| 2.2.5 实时荧光定量PCR |
| 2.2.6 抗生素抗性基因丰度计算方法 |
| 2.2.7 统计分析 |
| 2.3 研究结果 |
| 2.3.1 农田土壤中磺胺素和四环素抗性基因的丰度 |
| 2.3.2 农田土壤中磺胺素和四环素抗性基因的分布特征与来源解析 |
| 2.3.3 影响农田土壤中磺胺素和四环素抗性基因的环境因素 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 农田土壤中汞的浓度特征、对抗性基因的影响与风险评估 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 样品的提取与检测分析 |
| 3.2.3 土壤理化性质及其他重金属的测定 |
| 3.2.4 质量保证与质量控制 |
| 3.2.5 储存量计算 |
| 3.2.6 生态风险与人体健康风险评估 |
| 3.2.7 统计分析 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 农田土壤中汞的浓度水平 |
| 3.3.2 农田土壤中汞的水平分布与垂直分布特征 |
| 3.3.3 农田土壤中汞的来源解析 |
| 3.3.4 农田土壤中汞的积累趋势 |
| 3.3.5 影响农田土壤中汞分布的环境因素 |
| 3.3.6 农田土壤中汞对抗生素抗性基因的影响 |
| 3.3.7 农田土壤中汞的潜在生态风险及人体健康风险评估 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 农田土壤中砷的浓度特征、对抗性基因的影响与风险评估 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集与前处理 |
| 4.2.2 样品的检测分析 |
| 4.2.3 质量保证和质量控制 |
| 4.2.4 生态风险与人体健康风险评估 |
| 4.2.5 统计分析 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.3.1 农田土壤中砷的浓度水平 |
| 4.3.2 农田土壤中砷的水平分布与垂直分布特征 |
| 4.3.3 农田土壤中砷的来源解析 |
| 4.3.4 农田土壤中砷的积累趋势 |
| 4.3.5 影响农田土壤中砷分布的环境因素 |
| 4.3.6 农田土壤中砷对抗生素抗性基因的影响 |
| 4.3.7 农田土壤中砷的潜在生态风险及人体健康风险评估 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 农田环境中PBDEs的浓度特征、对抗性基因的影响与风险评估 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 样品采集 |
| 5.2.2 理化性质的测定 |
| 5.2.3 样品的前处理与检测分析 |
| 5.2.4 质量保证与质量控制 |
| 5.2.5 人体健康风险评估 |
| 5.2.6 统计分析 |
| 5.3 研究结果 |
| 5.3.1 农田土壤中PBDEs的浓度水平及分布特征 |
| 5.3.2 农田土壤中PBDEs的来源解析及影响因素 |
| 5.3.3 农田周边树皮中PBDEs的浓度水平及分布特征 |
| 5.3.4 农田周边树皮中PBDEs的来源解析及影响因素 |
| 5.3.5 农田大气中PBDEs的预测浓度与分布特征 |
| 5.3.6 农田环境PBDEs的土-气交换特征 |
| 5.3.7 农田土壤中PBDEs对抗生素抗性基因的影响 |
| 5.3.8 农田土壤和大气中PBDEs的人体健康风险评估 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 主要结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 研究创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间研究成果 |
（4）燃煤电厂周边环境中汞的溯源研究及其对微生物多样性的影响（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 环境中汞的分布及燃煤电厂汞同位素示踪 |
| 1.2.1 环境中汞的分布 |
| 1.2.2 汞稳定同位素技术示踪燃煤排放 |
| 1.3 环境中汞与微生物的相互作用 |
| 1.3.1 汞对微生物群落的影响 |
| 1.3.2 汞的微生物甲基化 |
| 1.4 研究方案 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 采样点的布设 |
| 2.3 样品的采集和预处理 |
| 2.3.1 大气颗粒物样品采集和预处理 |
| 2.3.2 水样采集和预处理 |
| 2.3.3 土壤样品采集和预处理 |
| 2.3.4 植物样品采集和预处理 |
| 2.4 样品测定分析方法 |
| 2.4.1 大气颗粒物PM2.5的测定分析方法 |
| 2.4.2 样品总汞的分析测定方法 |
| 2.4.3 样品汞同位素的分析测定方法 |
| 2.4.4 土壤样品甲基汞的分析测定方法 |
| 2.4.5 环境样品微生物DNA的提取 |
| 2.4.6 环境样品中微生物群落组成分析 |
| 2.4.7 甲基化功能基因hgc A的定量PCR |
| 2.5 实验室质量控制 |
| 2.6 数据统计分析方法 |
| 3 燃煤电厂周边环境汞的溯源研究 |
| 3.1 燃煤电厂周边区域整体汞污染情况 |
| 3.2 燃煤电厂周边区域各环境样品的汞同位素组成 |
| 3.2.1 燃煤电厂周边区域水体汞同位素组成 |
| 3.2.2 燃煤电厂周边区域土壤汞同位素组成 |
| 3.2.3 燃煤电厂周边区域空气颗粒物汞同位素组成 |
| 3.2.4 燃煤电厂周边区域植物叶片汞同位素组成 |
| 3.3 燃煤电厂周边区域汞的溯源分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 土壤汞及甲基汞污染对微生物多样性的影响 |
| 4.1 稻田土和旱地土中总汞和甲基汞污染特征 |
| 4.1.1 稻田土和旱地土中总汞及甲基汞含量 |
| 4.1.2 稻田土和旱地土中总汞及甲基汞相关分析 |
| 4.2 稻田土和旱地土中微生物分布特征 |
| 4.2.1 稻田土和旱地土微生物多样性 |
| 4.2.2 稻田土和旱地土中优势菌群分布 |
| 4.2.3 稻田土和旱地土物种丰度聚类 |
| 4.2.4 稻田土和旱地土中微生物差异菌群分布 |
| 4.3 总汞和甲基汞对土壤微生物的影响 |
| 4.3.1 总汞和甲基汞对微生物多样性的影响 |
| 4.3.2 总汞和甲基汞对微生物优势菌群的影响 |
| 4.4 土壤中微生物汞甲基化功能基因分析 |
| 4.4.1 土壤中潜在汞甲基化微生物分布 |
| 4.4.2 土壤中hgcA基因分布 |
| 4.4.3 总汞和甲基汞与hgcA基因的相关分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 大气颗粒物及其汞含量对微生物多样性的影响 |
| 5.1 大气颗粒物及颗粒物汞分布特征 |
| 5.1.1 大气颗粒物及颗粒物汞含量 |
| 5.1.2 大气颗粒物及颗粒物汞相关分析 |
| 5.2 颗粒物微生物分布特征 |
| 5.2.1 颗粒物微生物多样性分析 |
| 5.2.2 颗粒物微生物中优势菌群分布 |
| 5.2.3 颗粒物微生物物种丰度聚类 |
| 5.2.4 潜在空气致病菌分布状况 |
| 5.3 颗粒物及其汞含量对微生物的影响 |
| 5.3.1 颗粒物和颗粒物汞对微生物多样性的影响 |
| 5.3.2 颗粒物和颗粒物汞对微生物优势菌群的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 6.3 研究建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（5）兰州市永登县农用地土壤重金属污染现状评价（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 土壤重金属污染概述 |
| 1.2.1 土壤重金属污染来源 |
| 1.2.2 土壤重金属污染危害 |
| 1.2.3 土壤重金属污染现状 |
| 1.3 土壤重金属污染评价方法 |
| 1.3.1 因子评价法 |
| 1.3.2 单项污染指数法 |
| 1.3.3 综合污染指数法 |
| 1.3.4 地累积指数法 |
| 1.3.5 潜在生态风险指数法 |
| 1.3.6 主成分分析法 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 自然环境概况 |
| 2.1.2 社会经济概况 |
| 2.2 点位布设与样品采集 |
| 2.2.1 研究范围划分 |
| 2.2.2 点位布设 |
| 2.2.3 样品采集 |
| 2.3 实验仪器与试剂 |
| 2.3.1 实验试剂 |
| 2.3.2 实验仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 土壤理化性质的测定 |
| 2.4.2 土壤重金属的测定 |
| 第三章 永登县农用地土壤重金属分布特征 |
| 3.1 永登县表层土壤镉分布特征 |
| 3.2 永登县表层土壤汞分布特征 |
| 3.3 永登县表层土壤砷分布特征 |
| 3.4 永登县表层土壤铅分布特征 |
| 3.5 永登县表层土壤铬分布特征 |
| 3.6 永登县表层土壤铜分布特征 |
| 3.7 永登县表层土壤锌分布特征 |
| 3.8 永登县表层土壤镍分布特征 |
| 3.9 小结 |
| 第四章 永登县土壤重金属污染现状评价 |
| 4.1 土壤重金属多因子综合评价 |
| 4.2 土壤重金属内梅罗污染指数综合评价 |
| 4.3 主成分分析法综合评价 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 农用地土壤重金属污染防治 |
| 5.1 污染现状 |
| 5.2 污染成因分析 |
| 5.3 防治措施 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（6）添加硒对低温热解处理土壤中汞活性的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 汞的土壤地球化学特征概述 |
| 1.1.1 土壤汞来源及赋存形态 |
| 1.1.2 土壤中汞的迁移、累积及转化规律 |
| 1.1.3 土壤汞污染防治政策及措施 |
| 1.2 硒的生物生理功能 |
| 1.3 硒汞的拮抗作用 |
| 1.4 研究目标、研究意义及研究内容和创新点 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 1.4.4 创新点 |
| 1.4.5 技术路线 |
| 第二章 样品与方法 |
| 2.1 采样区域背景概况 |
| 2.1.1 清镇市区域概况 |
| 2.1.2 铜仁市区域概况 |
| 2.2 低温工程性修复实验设计 |
| 2.3 大棚种植实验 |
| 2.3.1 实验场地设计 |
| 2.3.2 农耕作物的栽培 |
| 2.4 样品采集与处理 |
| 2.4.1 土壤样品 |
| 2.4.2 植物样品 |
| 2.5 样品测试与分析方法 |
| 2.5.1 土壤理化性质测定方法 |
| 2.5.2 形态汞分析 |
| 2.5.3 总汞、形态汞及总硒测定方法 |
| 第三章 研究区污染土壤低温热解修复前后肥力变化 |
| 3.1 不同污染类型土壤pH和有机质变化 |
| 3.2 土壤氮、磷、钾含量变化 |
| 3.3 本章小节 |
| 第四章 低温热解修复对土壤中汞活性的影响 |
| 4.1 汞在土壤中的分布与迁移 |
| 4.1.1 不同污染形式下土壤修复前后汞形态变化 |
| 4.1.2 不同储存方式对修复后土壤中汞形态变化的影响 |
| 4.1.3 T1 区河道底泥中汞修复前后对比 |
| 4.1.4 时间变化下土壤汞的迁移 |
| 4.2 低温热解对汞生态风险的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 硒对低温热解前后土壤中汞活性(植物响应)的影响 |
| 5.1 硒在低温热解修复前后土壤中的分布 |
| 5.2 硒汞联合作用下作物株高变化 |
| 5.3 硒、汞在作物成熟期各组织中的含量分布 |
| 5.4 硒对作物根系周围土壤中汞含量分布的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（7）市政污泥中汞的地球化学特征与生态风险研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 英文缩略词表 |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 市政污泥的来源与组成 |
| 1.2.2 污泥的处理与处置 |
| 1.2.3 汞的环境地球化学特征 |
| 1.2.4 污泥中汞的地球化学行为研究现状 |
| 1.2.5 生态风险评价方法研究进展 |
| 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 样品采集 |
| 2.2 仪器与试剂 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.3.1 市政污泥中基本参数的测定方法 |
| 2.3.2 污泥中总汞的分析方法 |
| 2.3.3 污泥中甲基汞的分析方法 |
| 2.3.4 污泥中汞地球化学形态分析方法 |
| 2.4 污泥淋溶实验设计 |
| 2.4.1 供试污泥 |
| 2.4.2 实验装置 |
| 2.4.3 模拟雨水的配制 |
| 2.4.4 淋溶方法 |
| 2.5 实验室质量控制 |
| 2.6 数据处理 |
| 3 市政污泥中汞的时空分布特征 |
| 3.1 市政污泥的基本性质 |
| 3.2 市政污泥中汞含量及其空间分布 |
| 3.2.1 总汞 |
| 3.2.2 甲基汞 |
| 3.3 市政污泥中汞含量的时间变化趋势 |
| 3.4 市政污泥中汞排放量及归趋 |
| 3.4.1 2016 年市政污泥中总汞和甲基汞排放量及归趋 |
| 3.4.2 市政污泥中总汞历史排放量及归趋 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 市政污泥中汞的地球化学形态分析 |
| 4.1 污泥中汞的地球化学形态 |
| 4.2 汞地球化学形态之间的相关性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 市政污泥中汞的淋溶实验研究 |
| 5.1 污泥淋溶过程中淋出液理化指标的变化特征 |
| 5.1.1 污泥淋出液pH的变化 |
| 5.1.2 污泥淋出液中悬浮物的变化 |
| 5.2 污泥淋溶过程中汞的释放特征 |
| 5.2.1 淋出液中总汞和溶解态总汞的动态变化特征 |
| 5.2.2 淋出液中甲基汞和溶解态甲基汞的动态变化特征 |
| 5.2.3 污泥中汞的累积释放动力学模型 |
| 5.3 汞在污泥淋溶过程中的质量平衡 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 市政污泥中汞污染生态风险评价 |
| 6.1 市政污泥中汞污染评价方法 |
| 6.2 市政污泥中汞污染评价结果 |
| 6.2.1 污染程度评价结果 |
| 6.2.2 潜在生态风险评价结果 |
| 6.3 汞污染生态风险评价结果比较与分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 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 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（8）汞的土壤地球化学及其环境效应（论文提纲范文）
| 1 汞在土壤环境中的形态、含量及时空分布特征 |
| 1.1 全球各地土壤汞含量 |
| 1.2 土壤中汞的赋存形态 |
| 2 土壤中汞的迁移、累积及转化规律 |
| 3 土壤汞的吸附-解吸特性及影响因素 |
| 4 土壤汞污染的环境问题及修复 |
| 5 存在问题及研究展望 |
（9）百花水库消落带土壤和植物汞分布及污染特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 汞的理化性质及危害 |
| 1.1.1 汞的理化性质 |
| 1.1.2 汞的危害 |
| 1.2 土壤汞的来源、形态及迁移转化 |
| 1.2.1 土壤汞的来源 |
| 1.2.2 土壤汞的形态及迁移转化 |
| 1.2.3 土壤汞迁移转化影响因素 |
| 1.3 汞的甲基化与去甲基化 |
| 1.4 汞的污染评价 |
| 1.4.1 地积累指数法 |
| 1.4.2 潜在生态危害指数法 |
| 1.4.3 风险评价指数 |
| 1.5 消落带 |
| 1.5.1 消落带概念 |
| 1.5.2 消落带主要功能 |
| 1.5.3 消落带的生态脆弱性 |
| 1.6 植物对汞生物地球化学循环的影响 |
| 1.7 水库消落带汞研究现状 |
| 1.7.1 国外对水库汞的研究 |
| 1.7.2 国内对水库汞的研究 |
| 1.8 研究目的及意义 |
| 第2章 研究区域与方法 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域介绍 |
| 2.1.2 贵阳市气候 |
| 2.1.3 采样方法 |
| 2.2 样品分析 |
| 2.2.1 土样、植物样的制备 |
| 2.2.2 土壤pH测定 |
| 2.2.3 土壤有机质测定 |
| 2.2.4 土壤总汞测定方法 |
| 2.2.5 土壤汞形态分析方法 |
| 2.2.6 土壤甲基汞测定方法 |
| 2.2.7 植物汞的测定 |
| 2.2.8 植物甲基汞的测定 |
| 第3章 消落带土壤汞的分布特征 |
| 3.1 消落带土壤汞浓度水平 |
| 3.2 消落带土壤水平方向汞变化特征 |
| 3.2.1 表层土壤汞的样点变化 |
| 3.2.2 消落带不同区域表层土壤汞分布特征 |
| 3.3 消落带剖面土壤汞变化特征 |
| 3.4 消落带土壤汞形态 |
| 3.5 影响消落带土壤汞分布特征因素分析 |
| 3.5.1 不同利用方式对土壤汞的影响 |
| 3.5.2 消落带土壤各指标相关性分析 |
| 3.6 讨论 |
| 3.7 小结 |
| 第4章 消落带汞污染评价 |
| 4.1 污染源对消落带土壤总汞的影响 |
| 4.2 地积累指数法 |
| 4.3 潜在生态风险指数法 |
| 4.4 RAC法 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 消落带植物汞分布特征 |
| 5.1 常见植物分布情况 |
| 5.2 科的构成特征 |
| 5.3 属的构成特征 |
| 5.4 植物生活型谱 |
| 5.5 消落带植物总汞的分布特征 |
| 5.6 消落带植物甲基汞的分布特征 |
| 5.7 土壤和植物中总汞、甲基汞耦合分析 |
| 5.8 讨论 |
| 5.9 小结 |
| 第6章 植物筛选 |
| 6.1 总汞及甲基汞富集系数 |
| 6.2 总汞及甲基汞转移系数 |
| 6.3 植物筛选 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论及建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 研究生期间成果 |
| 致谢 |
（10）FeS、改性钢渣和改性粉煤灰对汞污染土壤的稳定化效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 国内外汞污染及其管理状况 |
| 1.2.1 我国汞污染及其管理状况 |
| 1.2.2 国外汞污染及治理状况 |
| 1.2.3 汞污染及其危害 |
| 1.2.4 国内外含汞土壤的治理方法 |
| 1.2.5 国内外稳定化研究现状 |
| 1.3 钢渣、粉煤灰排放及国内外综合利用现状 |
| 1.3.1 钢渣、粉煤灰的主要组成和性质 |
| 1.3.2 钢渣、粉煤灰国内外综合利用现状 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 第2章 土壤稳定化修复及汞形态含量研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 实验方法 |
| 2.1.5 效果分析方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 钢渣和粉煤灰安全性分析结果 |
| 2.2.2 钢渣和粉煤灰的表征 |
| 2.2.3 FeS、未改性钢渣及未改性粉煤灰修复汞污染土壤 |
| 2.2.4 酸和纳米改性对稳定化试剂修复汞污染土壤的影响 |
| 2.2.5 酸纳米改性对稳定化试剂修复汞污染土壤的影响 |
| 2.2.6 复配稳定化试剂修复汞污染土壤 |
| 2.2.7 土壤中汞形态含量分析结果 |
| 2.2.8 响应面分析结果 |
| 2.2.9 稳定化机理研究 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 各因素对修复汞污染土壤影响研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验药品 |
| 3.1.2 实验材料 |
| 3.1.3 实验仪器 |
| 3.1.4 实验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 稳定化时间对稳定化试剂修复汞污染土壤的影响 |
| 3.2.2 温度对稳定化试剂修复汞污染土壤的影响 |
| 3.2.3 土壤有机质含量对稳定化试剂修复汞污染土壤的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、土壤汞的地球化学行为及其污染的防治对策（论文参考文献）
- [1]铁基蒙脱土（Fe-MMT）-菌肥-有机肥对大棚土壤释汞的控制机制研究[D]. 刘朝淑. 贵州师范大学, 2021
- [2]三峡库区典型支流汝溪河河口汞的迁移转化特征[D]. 方志青. 西南大学, 2020
- [3]中国农田土壤中抗生素抗性基因分布及典型污染物浓度特征、对其影响与风险评估[D]. 周雨婷. 浙江大学, 2020(01)
- [4]燃煤电厂周边环境中汞的溯源研究及其对微生物多样性的影响[D]. 李昌鑫. 浙江大学, 2020(02)
- [5]兰州市永登县农用地土壤重金属污染现状评价[D]. 胡永兴. 兰州大学, 2019(03)
- [6]添加硒对低温热解处理土壤中汞活性的影响研究[D]. 郭程程. 贵州师范大学, 2019(03)
- [7]市政污泥中汞的地球化学特征与生态风险研究[D]. 程柳. 河南理工大学, 2018(07)
- [8]汞的土壤地球化学及其环境效应[J]. 郭程程,张军方,余志,瞿丽雅. 环保科技, 2018(04)
- [9]百花水库消落带土壤和植物汞分布及污染特征[D]. 唐黎. 贵州师范大学, 2018(06)
- [10]FeS、改性钢渣和改性粉煤灰对汞污染土壤的稳定化效应研究[D]. 王志鹏. 东北大学, 2018(02)