一、CrO_4~(2-)对两种可变电荷土壤吸附钾的影响（论文文献综述）
张超[1]（2021）在《离子型稀土矿的浸出模型与溶质运移计算》文中进行了进一步梳理在离子吸附型稀土矿开采的现阶段,主要是依靠简单的室内试验和工程经验确定浸矿时的浸矿剂浓度和用量,易出现浸矿剂用量估算过量,引发矿区及其周边环境氨氮严重超标。通过因地制宜合理设计浸矿剂浓度与用量,减少浸矿剂在矿体中的残留量,是从源头上减少稀土矿原地浸矿工艺引发环境污染问题的直接手段。离子吸附型稀土浸矿实质上是离子交换和运移过程,采用液固比变化的杯浸试验,探索稀土浸出时稀土矿质量和浸矿剂用量的关系,建立离子吸附型稀土矿离子交换经验模型;分析浸矿剂阴离子对阳离子交换的影响机理,采用Langmuir模型刻画阴离子的影响,以质量作用模型描述阳离子交换过程,建立稀土浸矿的屏蔽模型;分析矿体中杂质阳离子对稀土离子交换的影响机理,采用离子竞争交换分析方法,建立稀土矿考虑杂质离子影响的竞争离子交换模型;以所建立的交换模型作为源汇项,结合对流-弥散方程,构建离子吸附型稀土浸矿过程的数值模拟方法,研究液固比、阴离子和杂质离子对稀土浸矿的影响规律,指导浸矿剂浓度和用量的设计。在此过程中得到以下结论:（1）采用硫酸铵作为浸矿剂,进行不同液固比的杯浸试验。试验表明,加入铵离子的浓度与稀土残余率呈负指数关系,由此建立了离子吸附型稀土矿离子交换过程的经验模型。通过与Kerr模型比较,提出的经验模型能够描述稀土浸矿过程中液固比不断变化的实际情况,低浓度区域的计算精度优于现有的Kerr模型。（2）研究了不同浓度的硫酸铵和氯化铵对稀土品位测试结果的影响,结果发现,稀土品位随阴离子浓度呈负相关关系,被屏蔽的稀土离子量随阴离子浓度变化趋势可以采用Langmuir形式量化,在此基础上,建立了考虑阴离子对稀土离子浸出影响的屏蔽模型。以硫酸铵和氯化铵分别作为浸矿剂浸出稀土,在低铵离子浓度时,相同铵离子浓度下,相比氯化铵,以硫酸铵作为浸矿剂浸出稀土离子更多;在铵离子浓度较高时,相比硫酸铵,采用氯化铵作为浸矿能浸出更多稀土离子。屏蔽模型能够合理的表示出硫酸铵和氯化铵浸矿时的差异性。（3）采用氯化铵（为了避免溶液中硫酸根与金属离子结合生成沉淀）作为浸矿剂浸出稀土矿,通过XRF和ICP-MS测试方法分析浸出液中金属离子的种类和含量。结果表明,在铵离子浓度较低时,相比于稀土离子,矿体中的Ca2+、Fe3+、Al3+、Cr2+等杂质离子会优先与铵离子发生离子交换反应。结合稀土离子和杂质离子竞争交换溶液中铵离子的规律,在屏蔽模型基础上,建立考虑杂质离子影响的竞争离子交换模型,并以钙离子作为主要杂质离子进行验证分析,通过与屏蔽模型对比,可知在存在竞争交换情况时,竞争离子交换模型的精度优于屏蔽模型。（4）分别以Kerr模型、考虑阴离子对稀土浸出影响的屏蔽模型和杂质离子对稀土浸出影响的竞争交换模型为源汇项,以对流-弥散模型描述离子的运移过程,建立了离子型稀土浸矿过程的数值计算方法。在相同工况下,Kerr模型的离子穿透曲线的峰值浓度更低。在低浓度和低用量情况下,阴离子的屏蔽效应对稀土浸出存在促进作用,而杂质离子的存在,对稀土浸出存在明显的抑制作用。
陈爱婷[2]（2020）在《施用高炉渣降低土壤镉生物有效性的效果及其机制》文中研究说明农田土壤镉污染造成了食品安全风险,在一定程度上制约了我国农业的可持续发展。因此,开展镉污染土壤修复效果及其机制的相关研究,探讨安全利用镉污染土壤的有效方式,对于保障粮食安全和实现农田可持续发展意义深远。高炉渣缓解重金属对于作物的胁迫作用已成共识,但其化学机制尚不完全明确。为此开展相关研究对于科学应用高炉渣修复污染农田具有现实意义。本研究以酸性水稻土壤为例,通过水稻盆栽和室内分析相结合的方式,研究了施用高炉渣缓解水稻镉毒害效果及其对土壤液相、固相和固液界面镉化学行为的影响,以期为科学应用高炉渣修复镉污染土壤,保障水稻安全生产提供参考依据。得到的主要结论如下:1.施用高炉渣缓解了镉对水稻的毒害作用,提高了产量,降低了稻米中的镉含量。与单施镉处理相比,高炉渣施入量为土重的0.3%和0.6%时,水稻产量分别提高了73.30%和82.77%（p<0.01）,镉的根滞留率由55.45%增至59.70%和71.98%。当高炉渣施入量为土重的0.6%时,稻米镉含量为0.1832 mg/kg,达到了国家食品安全标准（GB 2762-2017）的规定。2.施用高炉渣改变了土壤溶液中制约镉活性的因素,降低了土壤溶液中镉的浓度。施用高炉渣提高了水稻生育期内土壤p H值、Eh值和EC值,降低了水溶态镉含量。3.施用高炉渣促进了土壤固相镉向无效态转化。施用高炉渣降低了土壤酸可提取态、可还原态及有效态镉含量,增加了可氧化态和残渣态的镉含量。4.施用高炉渣促进了土壤对镉的吸附,降低了土壤对镉的解吸。Freundlich方程能更好地拟合土壤对镉的吸附解吸,施入高炉渣后土壤对镉的吸附容量上升,吸附强度下降。综上,高炉渣降低镉生物有效性与其促进土壤液相和固相中的镉向生物不可吸收态转化、抑制土壤固相镉解吸等化学行为相关,是各因素综合作用所致。
修立群[3]（2020）在《生物炭对钾的固持和土壤钾素有效性的影响》文中认为生物炭（Biochar）,是生物质在无氧或限氧条件下经热裂解反应过程而获得的稳定富碳产物,具有含碳量高、孔隙丰富、比表面积大、吸附力强和含有一定养分元素等理化特性。由于生物炭具有诸多优良理化特性,使其在农业、环境等领域可发挥很多正向、积极作用。钾是生物炭中所含最多的养分元素,其速效钾含量非常丰富,施入土壤后可增加土壤有效钾含量,促进植物对钾的吸收利用。生物炭所含有的钾及其对土壤与作物钾的调控,为扩大钾素来源,合理、高效利用钾素,提高钾素利用率提供了新途径。目前现有研究中缺少钾素在生物质炭化过程中的形成、转化以及生物炭中的钾在土壤中的分布、转化等相关研究。为此,本研究从钾元素利用角度出发,采用室内和盆栽试验方法,将“生物质-生物炭-土壤-作物”有效结合,研究不同来源生物质中的钾在炭化过程中的形成、转化,生物炭中的钾在不同土壤中的转化,生物炭对不同土壤的钾素有效性以及作物对钾的吸收利用的影响,为丰富生物炭的农业应用,提高生物炭中钾元素及作物对钾的吸收利用率,提供理论基础和科学依据。本研究的室内试验:采用玉米秸秆、玉米芯、水稻秸秆、水稻壳、大豆秸秆、大豆荚皮、花生壳、椰壳、竹子、松木等10种不同生物质,分别在300℃、500℃、700℃、900℃条件下制备不同来源生物炭,研究不同生物质在炭化后的钾素有效性及钾在“生物质-生物炭”中的转化规律,并进一步研究其对钾的吸附-解吸规律。在盆栽试验中采用不同土壤（白浆土、风沙土、棕壤）,设置不同施炭量（10、20、30 g/kg）,研究生物炭中的钾在不同土壤中的转化,生物炭对不同土壤的钾素有效性,以及大豆对钾的吸收利用的影响。主要研究结果如下:1.不同炭化温度条件下生物炭中不同形态钾的变化。不同材质生物质在700℃炭化后,全钾含量高于其他炭化温度;不同材质生物质（除玉米秸秆外）在炭化后,其水溶性钾含量随炭化温度提高而增加;除玉米秸秆和大豆荚皮外的其他生物质,在500℃炭化后的交换性钾含量高于其他炭化温度;不同材质生物质（除竹子、玉米秸秆外）随炭化温度提高,其难溶性钾含量呈先升高、后降低的变化趋势,其中当炭化温度为900℃时,生物炭中的难溶性钾含量低于其他炭化温度。2.不同炭化温度条件下生物质中钾的转化。除玉米秸秆和大豆荚皮外,其他所有材质生物质中的钾在不同炭化温度条件下转化为水溶性钾的比例基本不变或有所增加;随着炭化温度升高,不同材质生物质中的交换性与非交换性钾之和减少,与交换性和非交换性钾转化为水溶性钾和难溶性钾有关,其转化量因材料而不同;随着炭化温度升高,不同材质生物质中的难溶性钾逐渐减少或消失,与炭化过程造成的损失有关。3.生物炭中的有效钾（水溶性钾、交换性钾、非交换性钾）,可以为植物利用。当炭化温度在300-700℃时,不同材质生物炭中的有效钾随炭化温度的升高而提高。在炭化温度为300℃时,不同材质生物质（除水稻秸秆外）中的钾转化为有效钾的含量和效率最高。4.不同生物炭对钾的等温吸附曲线分析表明,十种不同原材料制备的生物炭对钾离子的吸附均为多层吸附。其中,在不同炭化温度条件下,竹子生物炭的单层饱和吸附量均高于其他材料。而在解吸过程中,在不同炭化温度条件下制备的不同材质生物炭,其在第1、第5次的解吸量高于其他。随着炭化温度升高,不同材质生物炭的总解吸量呈现先增加后降低趋势,在900℃时总解吸量最低。不同材质中,壳类生物质和松木制炭后对钾的解吸量低于其他生物质。5.生物炭的施入可提高不同土壤的水溶性、交换性和非交换性钾的含量,且对不同土壤中不同形态钾的作用途径不同。生物炭存在条件下,风沙土中的不同形态钾与饱和含水量、交换性钾正相关,白浆土中的不同形态钾和土壤热容、p H和饱和含水量存在正相关或极显着正相关,棕壤中的不同形态钾与土壤热容、饱和含水量呈正相关或者极显着正相关。6.生物炭可促进大豆植株对钾的吸收利用,因土壤不同而存在一定差异。在白浆土中,施炭可促进大豆全株（根、茎、叶、荚）对钾的吸收,在风沙土中可促进大豆根、茎、叶对钾的吸收,而在棕壤中施炭可促进大豆茎、叶对钾的吸收;外源钾（钾肥）投入条件下,施炭可促进不同土壤中大豆地上部植株不同器官的钾吸收,但对大豆生长的影响并不一致,在白浆土中仅在最高施炭量对大豆生长有促进作用,而在风沙土中大豆干物质积累有所降低,而在棕壤中施炭则可促进大豆生长。7.生物炭可提高土壤有效钾库,提高其速效钾占比,但生物炭的有效钾并非全部进入土壤有效钾库,部分有效钾进入土壤非有效钾库。在不同土壤中,生物炭有效钾进入土壤有效钾库的比例不同,在棕壤、风沙土、白浆土中生物炭有效钾库进入土壤有效钾库的平均转化率为72.94%、41.79%、17.02%。8.生物炭中的有效钾在不同土壤中转化为速效钾的转化率不同,表现为风沙土>棕壤>白浆土,其平均转化率分别为43.87%、19.26%、15.35%;生物炭中的有效钾在不同土壤中转化为缓效钾的转化率表现为棕壤>白浆土>风沙土,在棕壤、白浆土中生物炭的平均转化率分别为53.68%、1.66%,而在风沙土中没有转化;在外源钾投入（钾肥）条件下,生物炭的有效钾在白浆土、风沙土中转化为速效钾的转化率降低,而在棕壤中表现提高。但在不同土壤中,生物炭的有效钾转化为缓效钾的转化率均有提高。
刘卓[4]（2020）在《生物炭对黑土吸附猪粪沼液养分及重金属特性的影响研究》文中研究说明沼液中含有大量的营养元素,直接排放或施用于土壤中,会造成氮、磷、钾营养元素的流失,沼液中重金属进入土壤也会造成农田水体二次污染。生物炭疏松多孔,吸附特性较强,对持留土壤养分、钝化重金属具有良好的作用,但含有的矿质养分较少。目前,黑龙江省黑土资源分布不均匀、黑土板结、有机质含量低,耕层厚度下降等问题突出,严重影响粮食产量,制约农业经济发展。本文将基于以上问题开展试验研究,目的是为研究生物炭和沼液改良黑土性质提供理论依据,对于减少氮、磷、钾等营养元素在黑土中的损失,明确黑土与重金属之间的吸附规律,减少重金属对黑土的污染,以及解决东北黑土板结干燥问题,加快农业经济发展,提高粮食产量意义重大。研究的主要内容及结论如下:（1）将杨木炭和竹炭分别添加于壤土、砂质壤土、砂土3种黑土,生物炭的粒径和添加比例分别为0.25 mm、0.5 mm、1 mm和2%、5%、10%,测得田间持水量;将10%、0.25 mm的2种生物炭添加于3种黑土中,运用离心法通过改变离心时间和吸力来研究黑土体积含水率的变化规律;拟合并比较最佳离心时间时黑土体积含水率的VG模型和BC模型,构建黑土水分特征曲线,系统研究生物炭对黑土持水特性的影响规律。结果表明,对于田间持水量,从大到小依次为壤土、砂质壤土、砂土;杨木炭对黑土田间持水量提高程度大于竹炭,10%、0.25 mm的生物炭提高效果最佳;黑土体积含水率与吸力呈显着相关,其随着吸力的增加而减少,随着离心时间的增加而减少,最佳离心时间为100 min。VG模型的R2值大于0.99,拟合水分特征曲线效果更好。（2）选取活性炭、杨木炭、竹炭3种生物炭和壤土、砂土2种黑土,系统研究生物炭粒径及添加比例、沼液初始质量浓度、振荡时间、温度对黑土吸附沼液中的养分及重金属的影响规律。结果表明,3种生物炭的添加均可显着提高黑土对氮、钾、铜、锌、铬的吸附能力,吸附量随着生物炭粒径的减小和添加比例的增加而显着增加,添加10%、0.25 mm的生物炭提高效果最佳,而添加生物炭后会降低黑土吸附磷的能力,且添加比例越多抑制作用越强;随着沼液初始质量浓度的增加,黑土对氮、磷、钾、铜、锌、铬的吸附量显着增加,添加相同种类炭时,壤土各试验组的吸附量均高于砂土各组,当沼液初始质量浓度相同,土壤相同,添加不同种类炭时,活性炭对吸附量的提高能力略优于杨木炭,杨木炭优于竹炭;黑土吸附养分及重金属的过程随时间的增加均经历迅速、缓慢和趋于稳定3个阶段,随着温度的升高,黑土对猪粪沼液氨态氮、磷、钾、铜、锌、铬的吸附量均逐渐升高,为吸热反应,而黑土吸附硝态氮的过程为放热反应,吸附量逐渐减少。（3）构建添加活性炭、杨木炭、竹炭黑土对猪粪沼液中氮、磷、钾、铜、锌、铬的吸附动力学模型和等温吸附模型,深入研究添加生物炭黑土对沼液养分及重金属的吸附特性。结果表明,对于描述添加生物炭黑土吸附沼液中氮、磷、铜、锌、铬的动力学过程,准二级吸附模型更适用,而对于速效钾的吸附动力学过程,准一级吸附模型的拟合度最高;等温条件下,Freundlich模型能够更好地模拟添加生物炭黑土吸附沼液中氮、磷、钾、铜的反应特性,Langmuir模型能更好地模拟黑土吸附沼液中锌、铬的反应特征;黑土吸附氮、磷、钾、铜、锌、铬的反应过程中同时发生化学吸附反应和物理吸附反应。（4）选取活性炭、杨木炭、竹炭3种生物炭和壤土、砂土2种黑土,系统研究黑土解吸沼液中养分及重金属的规律。结果表明,对于黑土解吸沼液中氮、磷、钾、铜、锌、铬的过程,解吸量远小于有效吸附量,且解吸量、解吸率、有效吸附量的大小顺序与吸附量相同,解吸量和吸附量的大小呈现正相关关系,活性炭添加于黑土之后,其解吸量最大,但同时有效吸附量也最大,添加同种生物炭时,壤土的有效吸附量比砂土高。
卜帅宾[5]（2020）在《Cu2+、Pb2+、Zn2+在BS-12两性修饰膨润土上的吸附及交互作用》文中提出两性修饰黏土矿物作为可以同时去除重金属和有机物复合污染的吸附材料得到了广泛的关注和研究,但其对重金属的研究多集中于单一金属离子的吸附。实际水环境污染往往不是单一金属离子造成的,而是多种重金属同时存在形成的复合污染体系,且共存的金属离子间存在交互作用,对彼此在吸附剂上的吸附造成影响。因此研究复合重金属在两性修饰黏土矿物上的吸附及其交互作用,对两性修饰在水体重金属污染修复上的应用具有实际的意义。本文以膨润土为修饰基质,以两性表面修饰剂十二烷基二甲基甜菜碱（BS-12）为修饰剂,以Cu2+、Pb2+和Zn2+为重金属污染物。研究了单一（Cu、Pb、Zn一元）及复合（Cu-Pb、Cu-Zn、Pb-Zn二元和Cu-Pb-Zn三元）条件下三种金属离子在未修饰和BS-12修饰膨润土上的吸附和交互作用特征,同时研究了实验温度、p H及背景离子强度等环境因素对重金属吸附的影响,结合吸附前后的FTIR分析探索三种重金属的竞争吸附及交互作用机制,目的在于为BS-12两性修饰膨润土修复复合重金属污染提供理论和应用依据。论文取得的主要结论如下:（1）Cu、Pb、Zn一元体系下,CK（未修饰原土）及50BS-12、100BS-12、150BS-12（分别以膨润土CEC的50%、100%、150%比例添加BS-12制得的两性修饰膨润土）对三种金属离子的吸附量均呈现Pb2+>Cu2+>Zn2+的顺序;三种金属离子在BS-12修饰膨润土上的吸附量均大于原土,且随着修饰比例的增加而增大,呈150BS-12>100BS-12>50BS-12>CK的顺序,150BS-12为最佳修饰比例膨润土。其中,50BS-12、100BS-12对Pb2+吸附的增强效应更显着,而150%BS-12修饰则更有利于Cu2+的吸附;温度升高更有利于Cu2+和Pb2+的吸附,而不利于Zn2+的吸附,p H升高、离子强度降低均有利于Cu2+、Pb2+和Zn2+的吸附。（2）Cu-Pb、Cu-Zn、Pb-Zn二元及Cu-Pb-Zn三元体系下,三种金属离子在CK和150BS-12（一元体系中得出的对三种金属离子吸附效果最好的两性修饰膨润土）上的吸附量和竞争系数分别呈Pb2+>Cu2+、Cu2+>Zn2+、Pb2+>Zn2+和Pb2+>Cu2+>Zn2+的顺序,总体上与一元体系中规律一致;复合条件下,Cu2+和Pb2+在150BS-12上的吸附量依然大于CK,但Zn2+在150BS-12上的吸附量小于CK;而二元或三元体系中两种或三种金属离子在两种土样上的吸附量之和依然呈150BS-12>CK的顺序,证实150%BS-12修饰对复合条件下金属离子的吸附同样具有增强作用;复合条件下,温度升高、p H升高更有利于Cu2+的竞争吸附,而离子强度增加更不利于Zn2+的竞争吸附。（3）对吸附点位的竞争吸附导致金属离子间存在交互作用,具体表现为Cu-Pb二元体系中Cu2+和Pb2+对彼此的吸附存在相互拮抗的作用,Cu-Zn和Pb-Zn体系中,Cu2+和Pb2+对Zn2+的吸附存在拮抗作用,而Zn2+对Cu2+和Pb2+的影响较小甚至表现出轻微的促进作用,而在Cu-Pb-Zn三元体系中三种金属离子相互拮抗。（4）CK和150BS-12修饰膨润土吸附金属离子前后的FTIR分析表明,膨润土上的羟基（-OH）基团和BS-12修饰膨润土上的羟基（-OH）、季胺基（-NR4）和羧酸根（-COO-）基团是金属离子的主要化学吸附点位,其中-OH、-NR4基团和Pb2+的结合能力比Cu2+和Zn2+更强,而-COO-基团则更倾向于与Cu2+结合;Cu2+的吸附以化学吸附为主且与BS-12上-COO-具有较强的结合能力,Zn2+的吸附以静电引力和离子交换为主,但其在两种吸附点位上的结合能力均弱于Cu2+和Pb2+,而Pb2+与负电荷吸附点位的静电引力、离子交换以及膨润土上-OH、BS-12上的-NR4均具有较强的结合能力。
赵震杰[6]（2018）在《两种气候区典型水稻土表面电化学性质的演变特征及其对磷环境行为的影响》文中提出水稻是我国重要的粮食作物,水稻土是我国的主要耕作土壤,占全国总耕地面积的1/4。土壤表面带有电荷是土壤具有丰富化学行为的本质原因,表面电荷主要来源于粒径小于2 μm的胶体部分。土壤胶体颗粒主要由粘土矿物、水合铁铝氧化物、腐殖物质和微生物等组成,这些物质在人为水耕熟化过程中会发生区别于相应旱地土壤的变化。水稻土固相组成会随水耕人为活动发生显着变化,造成水稻土表面电化学性质相比旱地土壤发生明显变化,进而影响离子在土壤表面的化学行为。本文选取我国东北温带地区不同水耕年限棕壤性水稻土,和南方亚热带地区砖红壤及其发育水稻土为试验对象,通过与相应旱地土壤比较,分别研究了棕壤性水稻土发育过程中表面电荷的演变特征,磷素在该地区水稻土上的固持行为与机制及土壤磷素流失的环境风险评估;砖红壤性水稻土表面电化学性质的特征,及其对磷酸根（P）的表面吸附解吸行为及影响因素。以期加深对水稻土发育过程中表面电化学性质演变规律的认知,同时可为水稻土水肥合理运筹及土壤磷污染控制与治理提供理论参考。主要研究结果如下:（1）周期性的氧化还原作用显着影响了棕壤性水稻土表面电化学性质。土壤表面电荷随水耕年限增加而逐渐升高,这主要是由有机质和粘土矿物的增加所致。有机质含量随着水耕年限显着增加是土壤可变负电荷量增加的原因,同时水耕人为作用促进了原生矿物结构破坏,原生矿物风化和次生层状硅酸盐矿物的形成,是永久电荷增加的原因。阳离子交换容量（CEC）增加,土壤对营养元素的吸持容量增加,而水耕作用导致的土壤pH下降,将会削弱这一效果。棕壤性水稻土中游离铁铝氧化物含量随着水耕年限的增加而显着升高,并在水耕30年时达到最高:水稻土交换性钙含量除水耕8年水稻土外均高于旱地土壤,原因可能在于钙镁磷肥施用以及含钙矿物风化。（2）磷酸根（P）固持数据表明,棕壤性水稻土对P的吸附容量随着水耕年限的增加而显着升高,并在水耕30年时达到最高;P吸附量与土壤固相中游离铁铝氧化物含量以及交换性钙含量呈极显着正相关（P<0.05）;磷形态分级结果表明,P优先与土壤中的交换性钙相结合,其次与铝氧化物和铁氧化物相结合,最后为离子交换态P。磷解吸试验结果表明,当100 mg P L-1外源磷添加至棕壤性水稻土中时,约有18.7-19.7%的被吸附磷可被CaCl2解吸,而大部分的磷被土壤固持。表层水稻土中Olsen-P值大多较高（20 mg kg-1）,而DPS低于10%,表明表土中既含有足够量的有效态磷供植物吸收利用,同时磷素流失风险较低。因此,水耕方式是一种环境友好型的耕作模式。（3）周期性淹水导致砖红壤发育水稻土中游离铁氧化物含量降低,导致土壤对P的吸附能力和容量降低。长期水耕作用导致砖红壤发育水稻土的P解吸量、DPS、土壤pH升高,土壤中胶体含量降低,进而导致该水稻土相对于母质砖红壤的P流失风险增大。
王如海[7]（2017）在《果胶对可变电荷土壤吸附铜镉的影响及机制》文中进行了进一步梳理我国南方热带和亚热带地区分布着大面积的可变电荷土壤。可变电荷土壤的游离铁铝氧化物含量较高,pH值和阳离子交换量较低。因此这类土壤中重金属的活性和生物有效性较北方恒电荷土壤要高,也更容易受重金属的污染。果胶是植物根尖粘液中的一种成分,果胶参与土壤中许多重要的反应。植物通过根系吸收土壤溶液中的有效金属,这使得土壤溶液中重金属的浓度对生态系统尤为重要。植物分泌的粘液可以进去根际土壤,粘液可以被可变电荷土壤吸附,正如有机酸能增加重金属吸附作用那样,从而降低重金属在根际土壤中的活性。基于以上研究背景,论文应用果胶添加到可变电荷土壤中,模拟根际土壤中的真实情况。旨在探明植物根尖粘液中的果胶对可变电荷土壤吸附重金属的影响,揭示植物根尖分泌物对重金属在根-土-水界面中的化学行为的影响。研究果胶的添加量、重金属离子的初始浓度、体系的pH对可变电荷土壤吸附铜（Cu）、镉（Cd）的影响。研究果胶对无定形铁铝氢氧化物吸附重金属的影响,阐明果胶增强可变电荷土壤吸附重金属的直接机理。研究果胶参与的铝水解物的表面性质及其吸附重金属的影响,阐明果胶增强可变电荷土壤吸附重金属的间接机理。综合运用多种分析技术（红外光谱、Zeta电位、表面电荷测定、电子显微镜、X射线衍射）探究果胶影响可变电荷吸附重金属吸附的机理。主要结果如下:（1）果胶促进了两种可变电荷土壤（砖红壤和红壤）对铜的吸附。增加量与果胶的添加量成线性关系,砖红壤的增加量比红壤的增加更大。Langmuir和Freundlich方程拟合可变电荷土壤对铜的吸附等温线。两个方程的拟合参数表明,果胶不仅增加了土壤对铜吸附量,也增加了吸附强度。在体系pH 3.0-6.0条件下,随着pH的升高,虽然静电吸附有所增加,但是果胶增加静电吸附的作用减小。傅里叶变换红外光谱分析和Zeta电位测定表明:土壤胶体吸附果胶后,使得其表面负电荷更大,导致可变电荷土壤对铜的静电吸附增加。总之,果胶能增强可变电荷土壤对铜的吸附,特别是在低pH值的条件下。果胶可以降低铜在酸性可变电荷土壤中的活性性和可移动性。（2）果胶促进了两种可变电荷土壤（砖红壤和红壤）对镉的吸附。当果胶用量小于30 g/kg时,随着添加量的增加,其对可变电荷土壤吸附镉的促进作用大于其添加量大于30g/kg时。虽然Langmuir和Freundlich方程都能拟合镉的等温吸附和静电吸附的等温线,朗格缪尔方程具有较好的拟合效果。由于果胶的存在,两种可变电荷土壤对镉的最大吸附量的增加几乎相等,而砖红壤对镉的最大静电吸附的增加远大于红壤。因为砖红壤比红壤含有更大量的游离铁、铝氧化物,导致砖红壤表面的负电荷增加更多。因此,果胶主要通过静电机制增加可变电荷土壤对镉的吸附。果胶增加可变电荷土壤对镉的吸附,从而降低镉在可变电荷土壤中的活性和可移动性。（3）研究了果胶对无定形铁铝氢氧化物吸附铜镉的影响,揭示果胶对可变电荷土壤吸附重金属直接影响的证据。运用电子显微镜和X衍射仪对矿物表面进行观察;运用红外光谱仪对矿物的表面官能团进行分析。在pH 3.5-6.5之间,无定形铝氢氧化物对果胶的吸附量远远大于无定形铁的吸附量,因为无定形铝氢氧化物具有更高的正电荷密度,因此与果胶之间具有更大的静电作用。果胶的加入降低了无定形铁铝氢氧化物表面的正电荷。果胶增加了无定形铁铝氢氧化物对铜的吸附。无定形铁氢氧化物对铜的吸附增量,在低pH条件下高于高pH条件下;而无定形铝氢氧化物具有相反的趋势。当pH3.9,4.3,4.9时,无定型铁氢氧化物对铜的吸附量分别从24.4,76.6,177.0 mmol/kg升高到61.6,98.8,192.0mmol/kg,增加了37.2,22.2,15.0 mmol/kg。当pH为4.3和4.9时,无定型铝氢氧化物对铜的吸附量分别从3.7和27.0 mmol/kg升高到17.3和69.4 mmol/kg,增加了13.6和42.4mmol/kg。相对与无定形铁氢氧化物,无定形铝氢氧化物吸附更多的果胶,主要导致在高pH条件下对铜的吸附增加。无定形铁铝氢氧化物吸附果胶,降低了其表面正电荷,增加了铁铝氢氧化物对铜的吸附。果胶对无定形铁铝吸附镉的影响与铜的影响相类似。（4）研究了果胶对铝水解产物的表面性质的影响,揭示了果胶促进可变电荷土壤吸附重金属的间接影响的机制。通过X衍射、表面形貌和红外光谱对果胶存在下铝的水解产物的表面结构进行表征,证实了果胶使得铝水解产物的结晶度下降,形成了结构中的缺陷。果胶降低了铝水解产物的等电点和表面正电荷。随着果胶添加量增加,效果越明显。果胶增加了铝水解产物对铜的吸附。综上所述,本文选取砖红壤和红壤两种可变电荷土壤为研究对象,通过模拟实验的方法,研究发现果胶可以促进可变电荷土壤对铜镉的吸附。通过对无定形铁铝氧化物的研究,果胶的吸附,降低了氧化物表面的正电荷,揭示了果胶促进可变电土壤吸附重金属的直接影响的机制。其次,在我国南方地区,果胶也可以通过影响铝水解产物,降低其表面正电荷,对果胶促进可变电荷土壤吸附重金属具有间接影响的作用。因此,果胶可以促进可变电荷土壤中的重金属的吸附,从而降低毒重金属在可变电荷土壤中的活性。
付倩[8]（2017）在《BS-12和CTMAB复配修饰针铁矿对Cd～（2+）、CrO42-和苯酚平衡吸附的研究》文中研究指明本文以针铁矿作基质,在两性修饰剂十二烷基二甲基甜菜碱BS-12修饰的基础上,以阳离子表面修饰剂十六烷基三甲基溴化铵CTMAB进行复配修饰,通过总碳、FTIR、比表面积的分析表征BS+CT两性复配修饰针铁矿的结构特征,探讨了BS两性单一修饰及BS+CT两性复配修饰针铁矿吸附有机污染物苯酚和重金属离子Cd2+、CrO42-的特征、影响因素及热力学参数的变化规律,并对吸附机制进行了探讨。论文取得的主要结论如下:1)FTIR证实了两性表面修饰剂BS-12和阳离子表面修饰剂CTMAB对针铁矿的修饰。BS+CT复配修饰针铁矿的总碳、比表面积与修饰时所用表面修饰剂的种类和修饰比例有关。BS修饰随修饰比例增大总碳呈先上升而后下降,在50BS、100BS和150BS两性修饰基础上复配不同修饰比例CT后,各BS+CT两性复配修饰针铁矿中总碳含量波动,规律性不强;两性修饰剂BS-12单一修饰及CTMAB复配均使得针铁矿比表面积下降。2)对重金属阳离子Cd2+的平衡吸附表明,BS修饰增加了针铁矿对Cd2+的吸附能力。随着BS-12修饰比例的增加,修饰针铁矿对Cd2+的吸附能力增强;在50BS、100BS和150BS两性修饰针铁矿基础上,复配CT使Cd2+吸附能力增加,总体上对Cd2+的吸附量随着CT修饰比例的增加而增加;苯酚的共存对复配修饰针铁矿吸附Cd2+具有抑制作用;BS、BS+CT两性复配修饰针铁矿对Cd2+的吸附等温线适合用Langmuir模型描述。BS+CT两性复配修饰针铁矿对Cd2+的吸附具有增温负效应;pH升高有利于Cd2+吸附,而离子强度的增大不利于Cd2+吸附;热力学参数结果表明,修饰针铁矿对Cd2+吸附是焓减控制的自发性过程。从CK到BS两性修饰针铁矿再到BS+CT两性复配针铁矿,对Cd2+吸附呈现由吸热转变为放热。3)对重金属阴离子CrO42-的平衡吸附表明,BS-12可以增加针铁矿对CrO42-的吸附能力,BS+CT复配修饰针铁矿对提高CrO42-的吸附能力有比较明显的效果;pH升高和离子强度的增大均不利于CrO42-吸附;热力学参数结果表明,修饰针铁矿对CrO42-吸附是一个自发性过程。从CK到BS两性针铁矿再到BS+CT复配针铁矿,对CrO42-吸附呈现由吸热转变为放热、熵增减小的特征;BS+CT两性复配针铁矿对CrO42-的吸附等温线适合用Freundlich模型描述。4)对苯酚的平衡吸附表明,在50BS、100BS和150BS两性针铁矿基础上,阳离子型表面修饰剂CTMAB复配提高了对苯酚的吸附能力,随CT修饰比例的增大,BS+CT修饰针铁矿对苯酚的吸附量有所增加;Cd2+的存在抑制供试针铁矿对苯酚的吸附;两性复配修饰针铁矿对苯酚的吸附等温线适合用Henry模型描述;两性复配修饰针铁矿对苯酚的吸附具有增温负效应,以物理吸附为主;pH升高不利于苯酚吸附。离子强度在0.01mol·L-10.1mol·L-1范围内,对苯酚吸附整体表现出促进作用;热力学参数结果表明,从CK到BS两性修饰再到BS+CT两性复配修饰针铁矿,吸附呈现熵增放热的特征。上述实验结果表明,在两性修饰针铁矿基础上复配阳离子修饰剂CT,能同时增强吸附有机物苯酚和重金属阳离子Cd2+、阴离子CrO42-,证实采用BS+CT两性复配修饰针铁矿可达到同时去除有机污染物和重金属离子的目的。
胡冰,吴纯德,刘吕刚[9]（2016）在《可变电荷土壤介入应急混凝处置镉污染的可行性研究》文中研究说明以南方可变电荷土壤作为突发高浓度镉污染水体应急混凝处置的强化混凝药剂,考察了可变电荷土壤介入应急处置对混凝效果的影响。并模拟构建了镉污染应急处置产生沉积物,通过静态释放实验方式,开展了可变电荷土壤介入应急混凝处置对含镉沉积物中Cd释放的影响的研究。结果表明混凝时,在偏碱性条件下,投加可变电荷土壤有利于提高镉的去除率,可以将水体镉浓度由1.892 mg·L-1降到30μg·L-1。在静态释放实验中,不同的溶解氧条件下镉释放量存在差异,但可变电荷土壤介入应急混凝处置都不同程度地促进了沉积物中Cd的释放。在镉污染水体的应急处置中投加可变电荷土壤来强化混凝可以有效降低水体的残余镉浓度,但可变电荷土壤的介入使得沉积物组分发生了变化,使得混合沉积物在应急处置后具有二次污染的风险。
佘崇梅[10]（2016）在《Pb、Zn对土壤中Bt蛋白吸附与降解特性及转基因棉花Bt蛋白表达量的影响》文中研究说明随着转Bt基因作物的大规模种植,Bt蛋白通过根系分泌、秸秆还田等方式释放到土壤并可能与土壤中存在的重金属离子发生相互作用。本研究在实验室条件下,探讨了在重金属Pb、Zn污染的红壤、棕壤和黑土3种土壤中,Bt蛋白的吸附降解特性及其影响因素,分析了Pb污染对转基因棉花生长及Bt蛋白释放特征的影响,为Bt作物风险评估和管理提供一定理论基础。主要研究结果如下:1、随着Pb2+、Zn2+浓度的升高,红壤、棕壤和黑土对Bt蛋白的吸附量呈现先降低后增加的趋势,黑土中的Bt蛋白吸附量整体高于红壤和棕壤;不添加Pb2+、Zn2+时,3种土壤中Bt蛋白吸附量随着吸附液p H值（p H 6,p H 7,p H 8）的增加而逐渐减少;随着土壤浓度（1 mg/ml、2 mg/ml、4 mg/ml）的增加,红壤、棕壤、黑土中的Bt蛋白吸附量逐渐减少;温度对红壤、棕壤中的Bt蛋白吸附量影响为:25℃>5℃>45℃,温度对黑土中Bt蛋白吸附量影响为:45℃>25℃>5℃。2、在不添加Pb2+和Zn2+的土壤中,Bt蛋白的降解整体上呈现出初期大量释放,后期趋于稳定的降解动态。Pb2+或Zn2+与Bt蛋白的加入顺序并没有改变土壤中Bt蛋白的降解动态,不同浓度重金属离子对Bt蛋白残留量影响不显着。3、在棕壤和黑土中进行的盆栽试验结果表明,转Bt基因棉花和非转Bt基因棉花的叶绿素含量、净光合速率和鲜重均随Pb2+浓度增大呈现先升高后降低的趋势,说明低浓度的Pb2+可促进棉花的生长。在苗期,转Bt基因棉花Bt蛋白表达量表现为:叶片>茎>根。Pb2+对转Bt基因棉花根、茎、叶片中Bt蛋白含量的影响存在差异,在苗期20天,100 mg/kg和300 mg/kg Pb2+促进叶片中Bt蛋白的表达,苗期40天,500 mg/kg和800 mg/kg Pb2+抑制根部Bt蛋白的表达。4、棕壤、黑土中种植的Bt棉根际土壤中的Bt蛋白含量呈动态变化,但加铅处理的根际土壤中Bt蛋白含量均低于对照。相比于Bt棉花根系中的Bt蛋白含量而言,根际土壤中Bt蛋白的含量很低,棉花通过根系向土壤中分泌的Bt蛋白可能不是其主要的释放途径。
二、CrO_4~(2-)对两种可变电荷土壤吸附钾的影响（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、CrO_4~(2-)对两种可变电荷土壤吸附钾的影响（论文提纲范文）
（1）离子型稀土矿的浸出模型与溶质运移计算（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土壤离子交换模型的研究 |
| 1.2.2 稀土离子交换模型的研究 |
| 1.2.3 浸矿过程溶质运移的研究 |
| 1.3 研究主要内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 离子型稀土浸矿过程的经验模型 |
| 2.1 试验方案 |
| 2.1.1 矿土制备 |
| 2.1.2 稀土浸出批试验 |
| 2.1.3 变V_L:m_s试验 |
| 2.2 经验模型 |
| 2.2.1 试验数据 |
| 2.2.2 模型推导 |
| 2.2.3 模型的比较及分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 考虑阴离子影响的屏蔽模型 |
| 3.1 试验方案 |
| 3.1.1 矿土制备 |
| 3.1.2 品位测验 |
| 3.1.3 硫酸根的屏蔽试验 |
| 3.1.4 稀土浸出批试验 |
| 3.2 离子交换屏蔽模型 |
| 3.2.1 稀土离子被屏蔽量的计算方法 |
| 3.2.2 模型推导 |
| 3.2.3 试验结果 |
| 3.2.4 模型验证 |
| 3.2.5 参数分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 考虑杂质离子影响的竞争离子交换模型 |
| 4.1 试验方案 |
| 4.1.1 主要阳离子最大浸出量试验 |
| 4.1.2 钙离子与稀土离子浸出试验 |
| 4.1.3 硫酸铵浸稀土矿批试验 |
| 4.2 竞争离子交换模型 |
| 4.2.1 试验结果 |
| 4.2.2 模型推导 |
| 4.2.3 考虑钙离子影响的竞争离子交换模型 |
| 4.2.4 模型验证与分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 浸矿过程数值计算与溶质运移规律 |
| 5.1 一维浸矿过程的计算方法 |
| 5.1.1 无源汇项对流-弥散方程的解法 |
| 5.1.2 源汇项为Kerr模型的解法 |
| 5.1.3 源汇项为屏蔽模型的解法 |
| 5.1.4 源汇项为竞争交换模型的解法 |
| 5.2 浸矿过程的溶质运移规律 |
| 5.2.1 浸矿剂浓度对浸取率的影响规律 |
| 5.2.2 浸矿剂用量对浸取率的影响规律 |
| 5.3 浸矿剂浓度和用量的优化方法 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（2）施用高炉渣降低土壤镉生物有效性的效果及其机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 土壤镉污染概述 |
| 1.1.1 镉的来源 |
| 1.1.2 镉的危害 |
| 1.1.3 修复技术 |
| 1.2 高炉渣农用的研究进展 |
| 1.3 土壤中镉化学行为及其影响因素 |
| 1.3.1 沉淀-溶解及其影响因素 |
| 1.3.2 吸附-解吸及其影响因素 |
| 1.3.3 络合-解离及其影响因素 |
| 1.3.4 氧化-还原及其影响因素 |
| 1.4 土壤镉生物有效性评价方法 |
| 1.4.1 化学提取法 |
| 1.4.2 生物学评价法 |
| 1.4.3 自由离子活度法 |
| 1.4.4 梯度扩散薄膜技术 |
| 1.5 本研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试作物 |
| 2.1.3 供试高炉渣及肥料 |
| 2.2 盆栽试验 |
| 2.3 吸附解吸试验 |
| 2.4 测定项目与方法 |
| 2.4.1 土壤及高炉渣基本理化性质 |
| 2.4.2 水稻生育期内土壤溶液各指标的测定 |
| 2.4.3 水稻植株各部位镉含量的测定 |
| 2.4.4 土壤中镉含量的测定 |
| 2.5 数据分析 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 镉胁迫下施用高炉渣对水稻农艺性状、产量及镉含量的影响 |
| 3.1.1 对水稻生长发育的影响 |
| 3.1.2 对水稻生物量和产量的影响 |
| 3.1.3 对水稻植株镉含量的影响 |
| 3.1.4 对水稻植株镉迁移转运的影响 |
| 3.2 镉胁迫下施用高炉渣对土壤溶液各指标动态变化的影响 |
| 3.2.1 对土壤溶液pH的影响 |
| 3.2.2 对土壤溶液Eh的影响 |
| 3.2.3 对土壤溶液EC的影响 |
| 3.2.4 对土壤溶液镉含量的影响 |
| 3.3 高炉渣对土壤吸附解吸镉的影响 |
| 3.3.1 对土壤吸附镉的影响 |
| 3.3.2 对土壤解吸镉的影响 |
| 3.4 高炉渣对土壤固相中镉含量的影响 |
| 3.4.1 对BCR提取态的影响 |
| 3.4.2 对DGT提取态的影响 |
| 第4章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表文章 |
（3）生物炭对钾的固持和土壤钾素有效性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 生物炭的定义及其理化特性 |
| 1.1.1 生物炭的定义 |
| 1.1.2 生物炭的结构及其影响因素 |
| 1.1.3 生物炭中元素及其影响因素 |
| 1.1.4 生物炭的主要性质 |
| 1.2 生物炭的供钾能力及其对钾的吸附性能 |
| 1.2.1 生物炭的供钾能力 |
| 1.2.2 生物炭对钾的吸附特性 |
| 1.3 生物炭对土壤钾素有效性的影响 |
| 1.3.1 土壤中的钾素不同形态 |
| 1.3.2 土壤钾素有效性的影响因素 |
| 1.3.3 生物炭对土壤钾素有效性的影响 |
| 1.4 生物炭中的钾对植物生长的影响 |
| 1.4.1 直接作用 |
| 1.4.2 间接作用 |
| 第二章 不同来源生物炭的钾形态及其有效性 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 生物炭的制备方法 |
| 2.1.4 不同材质生物质的钾含量及生物炭中不同钾形态的测定 |
| 2.1.5 生物质炭化过程中不同形态钾的分布 |
| 2.1.6 生物质炭化过程中有效钾的转化效率 |
| 2.1.7 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 生物质在不同炭化温度下的不同钾形态含量 |
| 2.2.2 生物质中钾元素在炭化后的不同形态钾分配比例 |
| 2.2.3 生物质在不同炭化温度下的有效钾转化率 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 生物炭对钾的吸附和解吸能力 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 生物炭对钾的吸附 |
| 3.1.3 生物炭对钾的解吸 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同制炭温度下生物炭对钾的吸附曲线 |
| 3.2.2 不同制炭温度下生物炭对钾的吸附特征 |
| 3.2.3 不同制炭温度下生物炭对钾的解吸特性 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 生物炭对不同土壤钾素有效性的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验地点 |
| 4.1.2 试验材料 |
| 4.1.3 试验设计 |
| 4.1.4 测定内容与方法 |
| 4.1.5 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 生物炭对不同土壤理化特性的影响 |
| 4.2.2 生物炭对白浆土钾素有效性的影响 |
| 4.2.3 生物炭对风沙土钾素有效性的影响 |
| 4.2.4 生物炭对棕壤钾素有效性的影响 |
| 4.2.5 生物炭调控的土壤特性变化与土壤钾素有效性的相关分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 生物炭对大豆生长发育及钾吸收的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验地点 |
| 5.1.2 试验材料 |
| 5.1.3 试验设计 |
| 5.1.4 测定内容与方法 |
| 5.1.5 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 生物炭对白浆土大豆钾含量的影响 |
| 5.2.2 生物炭对风沙土大豆钾含量的影响 |
| 5.2.3 生物炭对棕壤大豆钾含量的影响 |
| 5.2.4 生物炭对不同土壤大豆干物质积累的影响 |
| 5.2.5 生物炭对大豆不同部位钾吸收量的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 生物炭有效钾库对土壤有效钾库的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 试验材料 |
| 6.1.2 试验设计 |
| 6.1.3 测定指标与方法 |
| 6.1.4 土壤有效钾库的组成 |
| 6.1.5 土壤有效钾库的转化率 |
| 6.1.6 生物炭中的钾在不同土壤中的转化率 |
| 6.1.7 数据处理 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 生物炭对白浆土土壤有效钾库及其供钾效率的影响 |
| 6.2.2 生物炭对风沙土土壤有效钾库及其供钾效率的影响 |
| 6.2.3 生物炭对棕壤土壤有效钾库及其供钾效率的影响 |
| 6.2.4 生物炭中的钾在不同土壤中的转化率 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 研究结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位论文期间发表文章 |
（4）生物炭对黑土吸附猪粪沼液养分及重金属特性的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景、目的及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 沼液研究现状 |
| 1.2.2 生物炭研究现状 |
| 1.2.3 生物炭与沼液混施的研究现状 |
| 1.2.4 土壤重金属污染研究现状 |
| 1.3 研究主要内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究主要内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.3 实验设计与方法 |
| 2.3.1 生物炭对黑土持水特性影响试验 |
| 2.3.2 生物炭对黑土吸附沼液养分及重金属影响试验 |
| 2.4 指标测定方法、药品及设备 |
| 2.4.1 指标测定方法 |
| 2.4.2 试验药品及设备 |
| 2.5 模型及计算方法 |
| 2.5.1 Van-Genuchten模型 |
| 2.5.2 Broods-Corey模型 |
| 2.5.3 吸附解吸试验计算方法 |
| 2.5.4 等温吸附模型 |
| 2.5.5 吸附动力学模型 |
| 2.6 数据处理及分析 |
| 3 生物炭影响土壤持水特征的研究 |
| 3.1 生物炭影响土壤田间持水量的研究 |
| 3.2 生物炭影响土壤水分特征曲线的研究 |
| 3.2.1 杨木炭影响土壤水分特征曲线的研究 |
| 3.2.2 竹炭影响土壤水分特征曲线的研究 |
| 3.3 Van-Genuchten模型与Broods-Corey模型 |
| 3.4 土壤体积含水率和吸力的相关性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 生物炭影响土壤吸附猪粪沼液养分及重金属的研究 |
| 4.1 生物炭粒径及添加比例影响土壤吸附猪粪沼液养分及重金属的研究 |
| 4.1.1 生物炭粒径及添加比例影响土壤吸附猪粪沼液中氮素的研究 |
| 4.1.2 生物炭粒径及添加比例影响土壤吸附猪粪沼液中速效磷的研究 |
| 4.1.3 生物炭粒径及添加比例影响土壤吸附猪粪沼液中速效钾的研究 |
| 4.1.4 生物炭粒径及添加比例影响土壤吸附猪粪沼液中铜的研究 |
| 4.1.5 生物炭粒径及添加比例影响土壤吸附猪粪沼液中锌的研究 |
| 4.1.6 生物炭粒径及添加比例影响土壤吸附猪粪沼液中铬的研究 |
| 4.2 沼液初始质量浓度影响土壤吸附猪粪沼液养分及重金属的研究 |
| 4.2.1 沼液初始质量浓度影响土壤吸附猪粪沼液中氮素的研究 |
| 4.2.2 沼液初始质量浓度影响土壤吸附猪粪沼液中速效磷的研究 |
| 4.2.3 沼液初始质量浓度影响土壤吸附猪粪沼液中速效钾的研究 |
| 4.2.4 沼液初始质量浓度影响土壤吸附猪粪沼液中铜的研究 |
| 4.2.5 沼液初始质量浓度影响土壤吸附猪粪沼液中锌的研究 |
| 4.2.6 沼液初始质量浓度影响土壤吸附猪粪沼液中铬的研究 |
| 4.3 振荡时间影响土壤吸附猪粪沼液中养分及重金属的研究 |
| 4.3.1 振荡时间影响土壤吸附猪粪沼液中氮素的研究 |
| 4.3.2 振荡时间影响土壤吸附猪粪沼液中速效磷的研究 |
| 4.3.3 振荡时间影响土壤吸附猪粪沼液中速效钾的研究 |
| 4.3.4 振荡时间影响土壤吸附猪粪沼液中铜的研究 |
| 4.3.5 振荡时间影响土壤吸附猪粪沼液中锌的研究 |
| 4.3.6 振荡时间影响土壤吸附猪粪沼液中铬的研究 |
| 4.4 振荡温度影响土壤吸附猪粪沼液养分及重金属的研究 |
| 4.4.1 振荡温度影响土壤吸附猪粪沼液中氮素的研究 |
| 4.4.2 振荡温度影响土壤吸附猪粪沼液中速效磷的研究 |
| 4.4.3 振荡温度影响土壤吸附猪粪沼液中速效钾的影响研究 |
| 4.4.4 振荡温度影响土壤吸附猪粪沼液中铜的研究 |
| 4.4.5 振荡温度影响土壤吸附猪粪沼液中锌的研究 |
| 4.4.6 振荡温度影响土壤吸附猪粪沼液中铬的研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 添加生物炭土壤对沼液养分及重金属的吸附模型分析 |
| 5.1 添加生物炭土壤对沼液养分及重金属的等温吸附模型分析 |
| 5.1.1 添加生物炭土壤对沼液养分的等温吸附模型分析 |
| 5.1.2 添加生物炭土壤对沼液重金属的等温吸附模型分析 |
| 5.2 添加生物炭土壤对沼液养分及重金属的吸附动力学模型分析 |
| 5.2.1 添加生物炭土壤对沼液养分的吸附动力学模型分析 |
| 5.2.2 添加生物炭土壤对沼液重金属的吸附动力学模型分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 添加生物炭土壤解吸沼液养分及重金属的特性研究 |
| 6.1 添加生物炭土壤解吸沼液养分的特性研究 |
| 6.1.1 添加生物炭土壤解吸沼液氮素的特性研究 |
| 6.1.2 添加生物炭土壤解吸沼液磷钾的特性研究 |
| 6.2 添加生物炭土壤解吸沼液重金属的特性研究 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论及创新点 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（5）Cu2+、Pb2+、Zn2+在BS-12两性修饰膨润土上的吸附及交互作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 重金属污染概述 |
| 1.1.1 重金属的来源及危害 |
| 1.1.2 重金属污染修复方法 |
| 1.2 黏土矿物简介 |
| 1.3 黏土矿物对重金属的吸附研究 |
| 1.3.1 天然黏土矿物吸附重金属 |
| 1.3.2 两性修饰土对重金属的吸附研究 |
| 1.3.3 天然黏土矿物对复合重金属的吸附 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)单一金属离子在未修饰及BS-12 修饰膨润土上的吸附 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 未修饰及BS-12 修饰膨润土对Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)的等温吸附特征 |
| 2.2.2 温度对Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)吸附的影响 |
| 2.2.3 pH对 Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)吸附的影响 |
| 2.2.4 离子强度对Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)吸附的影响 |
| 2.2.5 未修饰及BS-12 修饰膨润土吸附Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)前后的FTIR分析 |
| 2.2.6 未修饰及BS-12 修饰膨润土对Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)的吸附机制探讨 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 二元体系下Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)在未修饰及BS-12 修饰膨润土上的竞争吸附 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 Cu-Pb二元体系竞争吸附研究 |
| 3.2.1 Cu~(2+)、Pb~(2+)在未修饰及BS-12 修饰土上的吸附及竞争性 |
| 3.2.2 Cu~(2+)、Pb~(2+)在未修饰及BS-12 修饰土上吸附的交互作用 |
| 3.2.3 温度对Cu~(2+)、Pb~(2+)竞争吸附的影响 |
| 3.2.4 p H对 Cu~(2+)、Pb~(2+)竞争吸附的影响 |
| 3.2.5 离子强度对Cu~(2+)、Pb~(2+)竞争吸附的影响 |
| 3.3 Cu-Zn二元体系竞争吸附研究 |
| 3.3.1 Cu~(2+)、Zn~(2+)在未修饰及BS-12 修饰土上的吸附及竞争性 |
| 3.3.2 Cu~(2+)、Zn~(2+)在未修饰及BS-12 修饰土上吸附的交互作用 |
| 3.3.3 温度对Cu~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附的影响 |
| 3.3.4 p H对 Cu~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附的影响 |
| 3.3.5 离子强度对Cu~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附的影响 |
| 3.4 Pb-Zn二元体系竞争吸附研究 |
| 3.4.1 Pb~(2+)、Zn~(2+)在未修饰及BS-12 修饰土上的吸附量及竞争性 |
| 3.4.2 Pb~(2+)、Zn~(2+)在未修饰及BS-12 修饰土上吸附的交互作用 |
| 3.4.3 温度对Pb~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附的影响 |
| 3.4.4 pH对 Pb~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附的影响 |
| 3.4.5 离子强度对Pb~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附的影响 |
| 3.5 二元体系下Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)的竞争吸附机制 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 Cu-Pb-Zn三元体系竞争吸附研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)在未修饰及BS-12 修饰土上的吸附及竞争性 |
| 4.3 Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)在未修饰及BS-12 修饰土上吸附的交互作用 |
| 4.4 温度对Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附的影响 |
| 4.5 pH对 Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附的影响 |
| 4.6 离子强度对Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附的影响 |
| 4.7 CK及150BS-12 吸附Cu-Pb-Zn前后的FTIR分析 |
| 4.8 Cu~(2+)、Pb~(2+)、Zn~(2+)竞争吸附机理 |
| 4.9 小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）两种气候区典型水稻土表面电化学性质的演变特征及其对磷环境行为的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水稻土与早地土壤 |
| 1.1.1 水稻土发育过程中固相组成的变化 |
| 1.1.2 土壤表面电荷及其来源 |
| 1.1.2.1 同晶置换作用 |
| 1.1.2.2 质子化/去质子化(Protonation/Deprotonation)作用 |
| 1.2 土壤中的营养元素 |
| 1.3 土壤表面电化学性质与离子固持的关系 |
| 1.3.1 土壤对离子的吸附作用 |
| 1.3.2 离子吸附对土壤表面电化学性质的影响 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 不同水耕年限水稻土表面电化学性质的演变特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤 |
| 2.2.2 土壤永久和可变负电荷的测定 |
| 2.2.3 X-射线衍射(XRD)分析 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 时间序列水稻土基本性质变化特征 |
| 2.3.2 土壤矿物的演变 |
| 2.3.3 时间序列水稻土表面电荷演变特征 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 不同水耕年限水稻土固磷机制与磷流失潜力评估 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤样品 |
| 3.2.2 磷酸根吸附-解吸试验 |
| 3.2.3 磷的连续提取 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 时间序列水稻土基本性质演变 |
| 3.3.2 磷酸根的吸附行为 |
| 3.3.3 被吸附磷的形态变化 |
| 3.3.4 磷酸根解吸行为 |
| 3.3.5 水稻土磷流失的环境风险评估及磷管理意义 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 水耕作用显着改变砖红壤表面电化学性质并增加磷的迁移性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 供试土壤 |
| 4.2.2 磷吸附/解吸试验 |
| 4.2.3 Gibbs自由能的计算 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 水耕方式对土壤基本性质的影响 |
| 4.3.2 原土对磷的吸附/解吸行为 |
| 4.3.3 不同粒径土壤对P的吸附/解吸行为 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 全文结论 |
| 5.2 创新之处 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间取得的学术成果目录 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
| 学术交流 |
| 获得的奖励和荣誉 |
（7）果胶对可变电荷土壤吸附铜镉的影响及机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1 可变电荷土壤 |
| 2 果胶类物质 |
| 3 重金属污染 |
| 4 重金属在土壤中的行为 |
| 4.1 吸附-解吸 |
| 4.2 氧化-还原 |
| 4.3 沉淀-溶解 |
| 5 影响土壤吸附重金属的因素 |
| 5.1 添加物的性质与量 |
| 5.2 重金属初始浓度的影响 |
| 5.3 体系PH的影响 |
| 5.4 体系离子强度的影响 |
| 6 技术路线与研究内容 |
| 7 研究目的与意义 |
| 参考文献 |
| 第二章 果胶对可变电荷土壤吸附铜的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试剂 |
| 2.2 可变电荷土壤 |
| 2.3 吸附/解吸平衡方法 |
| 2.4 Zeta电位测定 |
| 2.5 红外光谱测定 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 添加量对铜吸附的影响 |
| 3.2 铜离子初始浓度对铜吸附的影响 |
| 3.3 体系pH对铜吸附的影响 |
| 4 小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 果胶对可变电荷土壤吸附镉的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试剂 |
| 2.2 可变电荷土壤 |
| 2.3 平衡吸附解吸方法 |
| 2.4 吸附等温线模型 |
| 2.5 土壤表面电荷的测定 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 添加量对镉吸附的影响 |
| 3.2 镉的吸附等温线 |
| 3.3 体系pH对镉吸附的影响 |
| 4 小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 果胶对无定形铁铝氢氧化物吸附铜镉的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试剂 |
| 2.2 无定形铁铝的合成 |
| 2.3 吸附实验方法 |
| 2.4 表面形貌 |
| 2.5 红外光谱 |
| 2.6 表面电荷的测定 |
| 2.7 Zeta电位测定 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 铁铝氧化物对果胶的吸附 |
| 3.2 果胶对表面电化学性质的影响 |
| 3.3 果胶对铁铝氧化物吸附铜镉的影响 |
| 3.4 铜和镉的吸附行为的比较 |
| 4 小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 果胶对铝水解产物表面性质的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试剂 |
| 2.2 矿物的合成 |
| 2.3 X衍射 |
| 2.4 表面形貌 |
| 2.5 红外光谱表征 |
| 2.6 表面电荷的测定 |
| 2.7 铜的吸附实验 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 矿物结构表征的影响 |
| 3.2 表面电荷性质的影响 |
| 3.3 果胶对铝水解产物吸附铜的影响 |
| 4 小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 总结与展望 |
| 1 主要结论 |
| 2 本文的创新点 |
| 3 不足与展望 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
（8）BS-12和CTMAB复配修饰针铁矿对Cd～（2+）、CrO42-和苯酚平衡吸附的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 表面活性剂 |
| 1.1.1 表面活性剂概述 |
| 1.1.2 表面活性剂类别 |
| 1.2 表面修饰对黏土矿物吸附污染物的研究进展 |
| 1.2.1 表面修饰黏土矿物对有机污染物的吸附 |
| 1.2.2 表面修饰黏土矿物吸附重金属的研究进展 |
| 1.2.3 对有机、重金属同时吸附的研究进展 |
| 1.2.4 表面修饰黏土矿物在环境保护中的应用 |
| 1.3 针铁矿 |
| 1.4 本研究的目的和意义 |
| 1.5 本研究的技术路线 |
| 第二章 BS-12+CTMAB复配修饰针铁矿的制备和表征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 BS+CT两性复配修饰针铁矿的总碳含量 |
| 2.2.2 BS+CT两性复配修饰针铁矿的比表面积 |
| 2.3 结论 |
| 第三章 BS-12+CTMAB复配修饰针铁矿对Cd~(2+)的吸附研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 BS+CT两性复配修饰针铁矿对Cd~(2+)的吸附 |
| 3.2.2 BS+CT两性复配修饰针铁矿吸附Cd~(2+)的热力学特征 |
| 3.2.3 BS+CT两性复配修饰针铁矿吸附Cd~(2+)的吸附机理 |
| 3.3 结论 |
| 第四章 BS-12+CT复配修饰针铁矿对CrO_4~(2-)的吸附 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 BS+CT两性复配修饰针铁矿对CrO_4~(2-)的吸附 |
| 4.2.2 BS+CT两性复配修饰土吸附CrO_4~(2-)的热力学特征 |
| 4.2.3 BS+CT两性复配修饰土吸附CrO_4~(2-)的吸附机理探讨 |
| 4.3 结论 |
| 第五章 BS-12+CT复配修饰针铁矿对苯酚的吸附 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.1.4 数据处理 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 BS+CT复配修饰针铁矿对苯酚的吸附 |
| 5.2.2 BS+CT两性复配修饰针铁矿吸附苯酚的热力学特征 |
| 5.2.3 BS+CT两性复配修饰针铁矿对苯酚的吸附机理探讨 |
| 5.3 结论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）可变电荷土壤介入应急混凝处置镉污染的可行性研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 混凝实验 |
| 1.2.2 河流沉积物与可变电荷土壤静态模拟释放 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 可变电荷土壤对水体Cd污染的应急处理研究 |
| 2.1.1 可电荷土壤对含Cd水体混凝去除的影响 |
| 2.1.2 应急混凝絮体稳定性研究 |
| 2.2 可变电荷土壤介入应急混凝处理对沉积物中Cd释放的影响研究 |
| 2.2.1 静态释放实验 |
| 2.2.2 静态释放过程中p H的变化 |
| 3 结论 |
（10）Pb、Zn对土壤中Bt蛋白吸附与降解特性及转基因棉花Bt蛋白表达量的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 转基因作物安全性研究 |
| 1.1.1 转基因作物概述 |
| 1.1.2 转 Bt 基因作物的生态安全性 |
| 1.1.3 转Bt基因棉花中Bt蛋白表达的时空动态 |
| 1.2 转Bt基因作物释放的Bt蛋白在土壤中的行为研究 |
| 1.2.1 Bt蛋白在土壤中的吸附特征 |
| 1.2.2 Bt蛋白在土壤中的降解与残留特性 |
| 1.2.3 土壤中Bt蛋白的提取与检测 |
| 1.3 重金属铅、锌研究现状 |
| 1.3.1 土壤中重金属Pb、Zn污染现状 |
| 1.3.2 Pb 对作物生长和积累特性的研究 |
| 1.3.3 土壤对Pb、Zn的吸附特性 |
| 1.4 立题依据 |
| 1.4.1 立题依据及意义 |
| 1.4.2 立题思路和研究内容 |
| 第二章 铅、锌对土壤吸附 Bt 蛋白的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验处理 |
| 2.1.3 测定方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 铅、锌浓度对土壤吸附Bt蛋白的影响 |
| 2.2.2 不同pH条件下铅、锌对土壤吸附Bt蛋白的影响 |
| 2.2.3 不同土壤浓度条件下铅、锌对土壤吸附Bt蛋白的影响 |
| 2.2.4 不同温度条件下铅、锌对对土壤吸附 Bt 蛋白的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 Bt蛋白在铅、锌污染土壤中的降解特性 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验处理 |
| 3.1.3 Bt蛋白的测定 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 Bt蛋白在添加Pb~(2+)污染土壤中的降解动态 |
| 3.2.2 Bt蛋白在Zn~(2+)污染土壤中的降解动态 |
| 3.2.3 Bt蛋白在与Pb~(2+)同时进入土壤中的降解动态 |
| 3.2.4 Bt蛋白在与Zn~(2+)同时进入土壤中的降解动态 |
| 3.3 讨论 |
| 第四章 铅对棉花苗期生长及转 Bt 基因棉花释放与表达 Bt 蛋白的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 铅对棕壤中转Bt基因棉花根、茎、叶中Bt蛋白含量的影响 |
| 4.2.2 铅对黑土中转Bt基因棉花根、茎、叶中Bt蛋白含量的影响 |
| 4.2.3 铅对不同土壤中转Bt基因棉花根际土中Bt蛋白含量的影响 |
| 4.2.4 铅对棕壤中常规棉和转Bt基因棉花生长的影响 |
| 4.2.5 铅对黑土中常规棉和转Bt基因棉花生长的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位论文期间发表的论文 |
四、CrO_4~(2-)对两种可变电荷土壤吸附钾的影响（论文参考文献）
- [1]离子型稀土矿的浸出模型与溶质运移计算[D]. 张超. 江西理工大学, 2021
- [2]施用高炉渣降低土壤镉生物有效性的效果及其机制[D]. 陈爱婷. 沈阳农业大学, 2020(04)
- [3]生物炭对钾的固持和土壤钾素有效性的影响[D]. 修立群. 沈阳农业大学, 2020(04)
- [4]生物炭对黑土吸附猪粪沼液养分及重金属特性的影响研究[D]. 刘卓. 东北农业大学, 2020(07)
- [5]Cu2+、Pb2+、Zn2+在BS-12两性修饰膨润土上的吸附及交互作用[D]. 卜帅宾. 西北农林科技大学, 2020(02)
- [6]两种气候区典型水稻土表面电化学性质的演变特征及其对磷环境行为的影响[D]. 赵震杰. 南京农业大学, 2018(07)
- [7]果胶对可变电荷土壤吸附铜镉的影响及机制[D]. 王如海. 南京林业大学, 2017(02)
- [8]BS-12和CTMAB复配修饰针铁矿对Cd～（2+）、CrO42-和苯酚平衡吸附的研究[D]. 付倩. 西北农林科技大学, 2017(02)
- [9]可变电荷土壤介入应急混凝处置镉污染的可行性研究[J]. 胡冰,吴纯德,刘吕刚. 环境工程学报, 2016(09)
- [10]Pb、Zn对土壤中Bt蛋白吸附与降解特性及转基因棉花Bt蛋白表达量的影响[D]. 佘崇梅. 天津农学院, 2016(08)