一、有机物对黄河水中重金属与沉积物相互作用的影响(英文)（论文文献综述）
开晓莉[1]（2021）在《清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究》文中指出重金属和有机氯农药（Organochlorine Pesticides,OCPs）作为两种典型的持久性有毒污染物,可在河流水环境物理、化学及生物作用下,在上覆水-间隙水-沉积物之间迁移转化,对水环境造成持久性影响,探明其在水体和沉积物中的环境行为、作用机制及健康风险具有重要意义。本研究以清水河水体和沉积物中的重金属和OCPs为研究对象,利用多元统计分析、同位素定年及数学模型等方法,对重金属和OCPs在水体和沉积物中的赋存规律、历史沉降记录、主要来源、潜在生态风险、人类健康风险、环境地球化学行为、控制因素、作用机制及吸附模型进行了系统研究,主要取得如下成果:（1）系统地对重金属和OCPs在沉积物中的赋存规律、来源、归宿及生态风险研究发现:清水河沉积物中重金属的富集倍数、地积累指数及潜在生态风险随着沉积深度的增加而在不断的降低,重金属中Cd和Hg的生态风险较大,Cr和Hg在某些断面存在负面生物毒性效应频繁发生的可能。重金属污染主要来自于人为活动产生的Cd和Hg的复合型污染。沉积物中共检出19种OCPs,检出含量范围为nd～36.527ng·g-1,检出率为79.05%,OCPs污染以DDTs和Endosulfan为主。整个河流OCPs含量总体上随着沉积深度的增加呈现增加的趋势,在15～20cm沉积范围内污染峰明显。OCPs中Endosulfan具有一定的潜在生态风险,尤其在5～10cm沉积范围内可能对生物造成潜在的危害。4类典型的OCPs（HCHs、DDTs、Endosulfan及Chlordane）污染主要来自于历史上的残留,但近些年局部地区环境中有少量林丹、三氯杀螨醇、硫丹及氯丹类化合物的输入。（2）利用210Pb同位素定年法进行重金属和OCPs的沉降记录研究,揭示了重金属和OCPs从1977～2017年期间的沉降记录,其中重金属污染与经济发展相关,OCPs与使用量相关。在1977～2017年期间,随着时间的推移沉积物重金属污染程度在不断的加剧,而OCPs污染程度基本上在不断减弱,重金属和OCPs分别在1993～2001年、1985～1993年期间污染明显。（3）研究揭示了沉积物中OCPs、重金属、理化参数及营养元素之间的赋存关系和作用机制,优选建立了重金属、OCPs吸附量与控制因素之间的函数模型。研究发现Cd与Hg、As与Pb具有相似的来源和分布规律,而Cr的富集有着较独立的形成因素,表层沉积物中TOC、盐度分别对Cd和Pb的积累和迁移有一定的影响,Cd与TOC具有亲源性,Pb释放量的增幅随盐度梯度增加呈逐渐递增趋势,且在高盐度环境下表层沉积物对DDTs拥有更大的吸附效率,而γ-HCH和HCHs的含量随着pH的增加而降低,TN和TP分别对EndosulfanⅡ和DDT在沉积物中的富集有一定的影响。重金属Cr和Pb对Endosulfan,Cd对p,p’-DDT,As对Heptachlor epoxide和DDE,以及Pb对p,p’-DDE和DDE在沉积物中的积累和富集均有一定的影响。（4）采用抽样问卷调查和实际测量的方法对清水河流域周边1600余名居民的基础、饮水及皮肤暴露参数进行研究发现:人群饮水摄入率、涉水行为频率及持续时间均受城乡、性别、年龄、季节等因素的影响而存在明显的差异,皮肤比表面积也受年龄、城乡、性别等因素的影响。（5）通过对水体重金属和OCPs通过不同暴露途径对不同人群所致潜在健康风险进行研究发现:重金属和OCPs对不同人群所致健康总风险水平在1.575×10-5～1.640×10-4a-1之间,且枯水期>春汛期>夏汛期,饮水途径>皮肤接触途径,男性>女性,人群年龄越小,所受健康风险越大,女性所受皮肤暴露健康风险相对较高,尤其是18～40岁城市女性。手部是人体通过皮肤接触途径所受健康风险最高的一个部位,且成年女性明显高于其他群体。水环境中致癌重金属为重点控制的健康风险因子,尤其是As,且枯水期为重点关注时期。以上研究成果为控制清水河重金属和OCPs污染并进行有效的风险管理提供科学依据,对治理和改善流域水环境有着重要的指导意义。
范成新,刘敏,王圣瑞,方红卫,夏星辉,曹文志,丁士明,侯立军,王沛芳,陈敬安,游静,王菊英,盛彦清,朱伟[2]（2021）在《近20年来我国沉积物环境与污染控制研究进展与展望》文中认为内陆水体（湖泊、水库、沼泽、河流）和河口海洋等底部,广泛且连续分布着沉积物质,在其形成过程中受自然和人类活动影响,具有与污染物有关的环境意义和特征。中国区域差异大,环境问题较为突出,经过近几十年来围绕沉积物环境和污染控制开展的研究,我国相关成果不断涌现。首先介绍了国际上有关沉积物环境的若干里程碑性研究,回顾了前70年我国沉积物研究的发展历程。然后侧重于与人为活动有关的环境污染,分别从沉积物环境和污染控制修复两个方面,总结和归纳了近20年来中国在沉积物水环境中的作用及效应、污染物在沉积物—水界面环境行为与影响因素、沉积物生态风险与质量基准、污染沉积物的原位修复、污染沉积物疏浚及异位处置利用等方面的主要研究进展,评述了其中一些研究成果的联系和差异。最后对我国沉积物环境研究中存在的问题进行了分析,提出关于多学科交叉、复合污染、新兴/非传统污染物、质量基准、治理技术创新等几个亟需和深入开展研究的科学和技术问题,给出了解决的思路和途径,并进行了展望。
邹继颖[3]（2021）在《微塑料对典型有机污染物和重金属离子的吸附及机理研究》文中指出环境中的微塑料污染问题近年来受到广泛关注。微塑料具有较强的疏水性、较大的比表面积,可以强烈吸附环境中的污染物,进而影响污染物在环境中的迁移转化及其生物有效性,给生态环境带来风险。本文选取氯化聚乙烯（CPE）、聚氯乙烯（PVC）、高密度聚乙烯（HPE）和低密度聚乙烯（LPE1、LPE2）作为微塑料的代表,研究典型有机污染物1,2,3,4-四氯苯（1,2,3,4-Te CB）、菲（PHEN）、萘（NAPH）、2,4-二硝基甲苯（2,4-DNT）、2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）、三环唑（TRI）和重金属离子(Pb2+、Cu2+、Cd2+、Cr2O72-)在微塑料上的吸附行为和影响因素,探讨微塑料对不同污染物的吸附机理,研究溶解性有机质（DOM）对微塑料吸附典型污染物的影响及交互作用,旨在为揭示微塑料对污染物在水环境中迁移转化的影响提供基础数据。主要研究结果如下:（1）对微塑料的表征结果显示,5种微塑料的分子量范围为2.84×103～2.87×105;LPE1、LPE2和HPE结晶度依次为38.1、45.8和77.9%,CPE为非结晶物质,PVC为低结晶物质;不同微塑料的比表面积依次为PVC（8.9 m2/g）>LPE2（5.6 m2/g）>HPE（3.1m2/g）>CPE（2.3 m2/g）>LPE1（1.3 m2/g）;CPE和PVC因含有Cl-,材料表面的负电性更强;HPE表面有氧化现象。（2）有机污染物在微塑料上的吸附研究表明,6种有机污染物在微塑料上的吸附均可用Freundlich等温线方程拟合,其吸附规律为1,2,3,4-Te CB>PHEN>NAPH>2,4-DCP>2,4-DNT>TRI,且KD值（微塑料-水分配系数）与有机污染物的KOW值（辛醇-水分配系数）呈正相关;几种微塑料对有机污染物的吸附能力依次为CPE>PVC>LPE>HPE;微塑料的结晶度是影响其吸附有机污染物的主要因素,有机污染物在不同结晶度聚乙烯上吸附的KD值与微塑料结晶度呈反比;微塑料的比表面积和粒径对其吸附有机污染物影响较小。机理分析表明,疏水性分配作用是有机污染物在微塑料上吸附的主要机制。（3）对重金属离子在微塑料上的吸附研究表明,重金属离子在4种微塑料上的吸附均可用Freundlich和Langmuir等温线方程拟合,吸附规律为Pb2+>Cu2+>Cd2+>Cr2O72-;微塑料对重金属离子的吸附能力依次为CPE>PVC>HPE>LPE,推测CPE和PVC具有的Cl-有利于其对重金属离子的吸附。随着p H（3.0～6.5）增加微塑料对Pb2+、Cu2+和Cd2+的吸附作用增强;离子强度（Na+浓度为0.01～1.0 mol/L）对Pb2+在微塑料上的吸附抑制作用较弱,而对Cu2+和Cd2+在PVC和LPE上的吸附以及Cd2+在CPE上的吸附有明显的抑制作用;紫外老化使CPE氧化,增强了其表面的负电性以及与重金属离子的络合作用,进而吸附量增加。重金属离子二元混合物（Cu-Cd、Cu-Pb、Cd-Pb）在CPE上的吸附量均低于其单一吸附量,共存离子之间具有一定的抑制作用,Cu2+和Cd2+、Cu2+和Pb2+之间相互抑制作用较明显,而Pb2+和Cd2+之间相互抑制作用较弱。机理分析表明,Pb2+在微塑料上吸附的主要作用机理是静电引力;而对于Cu2+和Cd2+,除了静电引力,络合作用也有较大贡献。（4）DOM对重金属离子在微塑料上吸附的影响研究表明,水提法制取的DOM1以富里酸类物质为主,含有大量羧基、羟基等含氧官能团;碱提硅胶层析分离法制取的DOM2和DOM3主要组分是腐殖酸类物质,以脂肪链结构为主。通过光谱特征分析,DOM与微塑料之间以疏水作用为主,DOM与重金属离子发生静电作用或络合作用。通过模拟DOM（单宁酸和没食子酸）在微塑料上的吸附进一步证明:DOM与CPE的作用机理包括疏水作用和静电作用,DOM与PVC和LPE的作用机理以疏水作用为主。DOM1抑制了Pb2+、Cu2+和Cd2+在CPE上的吸附,浓度（2.0～200.0 mg/L）越高抑制作用越强,然而,DOM1对3种金属离子在PVC、HPE和LPE上吸附的影响则表现为低浓度（2.0mg/L）时促进,高浓度（20.0～200.0 mg/L）时抑制。另外,低浓度（2.0 mg/L）的DOM2、DOM3、单宁酸和没食子酸均抑制Pb2+、Cu2+和Cd2+在CPE上的吸附,促进其在PVC和LPE上的吸附。机理分析表明,DOM通过降低微塑料表面负电性而抑制重金属离子在微塑料上的吸附（CPE表面负电性较强因而抑制作用尤为明显）,通过增加微塑料表面络合位点或形成微塑料-DOM-金属离子三元络合物而促进重金属离子在微塑料上的吸附。（5）DOM对菲（PHEN）在CPE上吸附的影响研究表明,DOM1、DOM2和DOM3存在条件下,PHEN在CPE上吸附的KD值分别为:4995、16641和20704 L/kg,均小于无DOM存在条件下的KD值（32385 L/kg）,说明DOM的存在抑制了PHEN在CPE上的吸附,其中DOM1的抑制作用最强。通过位点能量分布理论计算,DOM使PHEN在CPE上吸附的能量分布范围左移,吸附位点减少,吸附量降低。机理分析表明,DOM一方面可以通过与PHEN竞争微塑料上的吸附位点抑制PHEN的吸附,另一方面还可以通过增加PHEN的水溶性而抑制其在CPE上的吸附。
张仕伟[4]（2021）在《辽河口湿地土壤有机碳来源及分子结构特征对汞甲基化的影响》文中提出影响汞甲基化的众多因素中,溶解性有机质DOM（Dissolved organic matter,DOM）被认为在汞（Hg）的固定和迁移转化中扮演着至关重要的作用。其具有较多的活性位点,可用作重金属的载体,直接与土壤、水体中的Hg2+结合发生一系列的反应,使更多的汞被储存在上覆水中或被表层土壤吸附。但是关于DOM来源、组成及分子结构特征对汞甲基化的影响机理尚不清楚。本文系统地研究了辽河口湿地Hg、MeHg含量在不同深度、不同盐度区域及不同植被类型土壤中的分布规律,并通过磷脂脂肪酸（PLFA）方法研究土壤微生物种群的生物量及群落结构变化。采用紫外-可见光谱结合三维荧光光谱分析技术对DOM来源、组成和结构特征进行探索,并通过多元统计分析方法揭示了土壤中DOM、环境因子与汞甲基化的关系。主要结论如下:（1）盐度和植被类型对汞的存在形态有显着影响,土壤汞和DOC含量在10-20 cm深度最高。有植被覆盖和0-10 cm深度土壤是甲基汞和土壤微生物积累的关键,高盐环境不利于甲基汞和微生物在土壤中积累。10-20 cm深度土壤PLFAs含量较低,土壤盐分过高会明显降低其种类数量。（2）在盐度梯度上DOM由腐殖化向非腐殖化过程转化,分子缩合度有降低趋势,DOM的蛋白质组分和腐殖酸组分有减小趋势,而富里酸含量有增加趋势。在垂直分布上,DOM的腐殖化程度升高、分子缩合度减小、组分间的差异不明显。植物活动会使土壤中DOM疏水组分比例增大,也会降低DOM分子缩合度,芦苇土中类蛋白组分含量明显高于光滩土。（3）通过荧光光谱结合平行因子分析（EEMs-PARAFAC）辽河口湿地不同深度土壤,得到DOM主要有5类组分,包括类富里酸、类腐殖酸、类蛋白;根据Fmax%发现,DOM中类蛋白含量最高、类富里酸次之、类腐殖酸含量最少。光谱指数分析表明DOM主要以自生源为主,微生物可利用性强,腐殖化程度较弱。（4）盐度的增加利于汞从土壤向上覆水的释放。在盐度梯度上腐殖化程度、疏水性组分呈增加趋势,DOM的蛋白质和腐殖酸组分有减小趋势,富里酸含量呈增加趋势。类蛋白组分的荧光强度占比最高,微生物代谢活动会产生丰富的类蛋白物质使有机质不易被腐殖化。（5）DOM的腐殖化程度越高越利于汞甲基化的发生,无机汞输入是辽河口湿地表层土壤甲基汞污染的一个重要来源。汞甲基化的发生受富里酸组分影响较大,来源于河口、近海岸的外源输入对甲基化有抑制作用。不同有机质组分对汞的迁移转化作用不同,小分子量的DOM如类蛋白组分具有较多的与汞结合位点。厌氧菌、真菌和革兰氏阴性菌与汞等作用较强,盐分、p H和有机碳含量对光谱指标具有十分重要的影响。
卢玉曦[5]（2020）在《山东半岛近海及河口区胶体物质的地球化学特征及环境指示意义》文中提出本研究以天然水体中胶体态痕量金属的分离富集检测研究为切入点,系统分析了山东半岛近岸及河口区内多种胶体态痕量金属的含量、分布,初步得到了北黄海近岸海域、烟台市城市河流系统、黄河口以及牟平海洋牧场水域的一般特征,并结合其他环境因素（如有机质、颗粒物及盐度等）的相关性研究,分析了颗粒物浓度、有机质浓度及形态、盐度等因素对痕量元素在水体中迁移的影响。由此获得了一系列新结果及认识:（1）建立了两种分离检测天然水体中胶体态痕量金属的方法,并成功应用于实际样品的检测。首先,建立了基于切向超滤法（CFUF）和液液萃取法分离富集检测水体中胶体态（1 k Da～0.22μm）痕量金属的方法。该方法的检出限为:Cu 1.18 pmol L-1;Cd 0.68 pmol L-1;Pb 0.13 pmol L-1。方法对三种金属有较好的回收率,富集倍数为40,该方法已成功应用于北黄海实际样品中胶体态Cu、Cd和Pb的分离检测。其次,建立了一种结合离心超滤法（CUF）、酸萃取和ICP-MS分离测定水体中胶体态Cd、Cu和Pb的方法。通过调节离心时间和离心力,可以在70 min内有效分离水样中不同分子量的胶体态Cu、Cd和Pb。此外,方法检出限低,为0.005～0.131 nmol L-1,回收率为85.3%～100.8%。此外还进行了膜校准实验。（2）本研究选用1、3和10 k Da三种规格的再生纤维素膜CFUF装置对北黄海近岸海水样品进行尺寸分级后,然后结合液液萃取、ICP-MS对其中的痕量元素进行了富集并检测。结果表明,北黄海两近岸点海水中胶体态（1 k Da～0.22μm）Cd浓度分别为0.098和0.037 nmol L-1,胶体Cu浓度分别5.35和5.19 nmol L-1,胶体Pb浓度分别为2.75和8.20 nmol L-1,三种金属的胶体态约占总溶解态的30.9%～50.8%。此外,1～10 k Da分子量区间的胶体部分可能是该地沿海生态系统中Cd、Cu和Pb迁移过程的关键部分,也可能是影响痕量金属在各个分子量区间中迁移的主要因素。另外,总溶解浓度的变化不一定影响<1 k Da真溶解态以及1～3 k Da、3～10 k Da和10 k Da～0.22μm三种胶体分级浓度的变化。烟台市城市河流系统6个站位中,<1 k Da Cd、Cu和Pb占各自总溶解态的58.1%～90.2%,胶体Cd浓度为0.02～0.05 nmol L-1,胶体Cu浓度为0.24～6.88nmol L-1,胶体Pb浓度为0.23～1.11 nmol L-1。Cd和Pb更可能与10 k Da～0.22μm分级的胶体结合,而Cu更可能与1～3 k Da低分子量胶体有关。溶解态Cd在低盐区的添加行为涉及Cl络合物的形成以及颗粒物的解吸或降解,并且这种添加行为在冬季更为明显,并且与1～10 k Da胶体的行为密切相关。逛荡河口1～10k Da Cd的去除行为则可以归因于胶体的凝结/絮凝。Cu在逛荡河口的去除行为可能是强Cu配体的减少和胶体的凝结/絮凝,而辛安河口的添加行为可能与沉积物中强Cu配体的引入有关。Pb在两个河口的去除行为可能受到Fe氧化物的凝结/絮凝作用的显着控制。（3）对牟平海洋牧场海域中痕量元素的生物地球化学行为进行表征,考察了人类活动影响区域各环境因素对痕量金属在水体中迁移的综合影响。采用建立的CUF法研究了该区域表层水中7种痕量元素,并对溶解相的五个分级,即<1 k Da真溶解态以及1～3 k Da、3～10 k Da、10～100 k Da和100 k Da～0.7μm四个胶体态分级与各个环境参数之间的相关性进行了研究。结果表明,7种胶体态目标元素在9月主要以100 k Da～0.7μm大分子为主,11月目标区域内胶体态Cu、Cd和Pb仍以100 k Da～0.7μm大分子为主,胶体Ca和Mn主要为10～100 k Da,Al和Fe则主要为1～3 k Da。从目标元素与各环境因子的相关性来看,Al、Ca、Mn、Fe、Cu、Cd、Pb在不同分级与不同种类的营养盐的相关性之间出现了显着性差异。9月水体温度较11月偏高,浮游植物的快速生长繁殖引起的营养盐浓度降低使其与Fe、Mn等生物易利用金属呈显着性相关。11月气温降低不利于浮游植物的生长及大量繁殖,以及由此引起的低生物量以及有机质对胶体配体的贡献程度减小,引起了胶体态金属比例的整体降低。此外,Cd、Pb等亲有机金属在研究区域与无机因素（如Si、P等）也显示出显着性相关,表明其来源并非单一的有机来源,风浪及洋流引起的沉积物再悬浮所释放的无机配体也可能影响其空间及尺寸分布。（4）采用建立的CUF法研究了黄河口表层水中7种痕量元素,并对溶解相的四个分级,即<1 k Da真溶解态以及1～3 k Da、3～10 k Da和10 k Da～0.7μm三个胶体态分级与颗粒物、有机质等环境参数之间的相关性进行了研究。Al、Mn、Fe、Cu、Cd和Pb与10 k Da～0.7μm尺寸分级的胶体相关,而溶解态Ca在丰水期与3～10 k Da尺寸分级的胶体有关,在枯水期则与10 k Da～0.7μm的胶体相关。枯水期胶体Cu、Cd和Pb的来源主要可能为陆源输入;胶体Ca的浓度在两个季节中均与悬浮颗粒物（SPM）浓度呈显着负相关,表明胶体Ca的主要来源可能来自颗粒物表面的解析;胶体态Pb在四个溶解态分级中的迁移主要受水体溶解有机物的影响,而颗粒物对胶体态Ca的影响更大。
王甜甜[6]（2020）在《矿井水中典型重金属形成机理与被动处理技术研究》文中研究表明在我国一次能源结构中,煤炭是长期的主体能源,高强度煤炭资源开采,产生大量矿井水,矿井水直接外排,不仅浪费矿区水资源,而且污染周围环境。实现矿井水资源化是利用水资源和保护生态环境的关键。但是,我国大部分矿区矿井水中重金属尤其是Fe、Mn、Zn超标,限制了矿井水资源的再利用。因此,开展矿井水中典型重金属（Fe、Mn、Zn）的形成机理和处理技术研究,有利于矿井水资源化,实现煤矿绿色开采。本文综合应用水文地质学、地球化学、环境工程学、矿物岩石学、统计学等理论,借助X射线衍射、扫描电镜、三维荧光、红外光谱、拉曼光谱等测试分析手段,通过逐级化学提取试验、水-岩（煤）作用模拟试验、批次振荡试验,探索了我国矿井水中典型重金属的形成机理及被动处理技术。论文首先对我国矿井水中典型重金属分布特征及影响因素进行归纳和分析;其次以敏东一矿为研究区,开展矿井水中典型重金属来源、煤岩中典型重金属溶解释放规律、影响因素、形态价态变化和典型重金属被动处理技术研究,主要成果如下:（1）定义了矿井水中的典型重金属,并按照浓度大小分为高浓度、中浓度、低浓度及安全浓度四个等级,归纳了我国矿井水中典型重金属分布特征,初步分析了矿井水中典型重金属的形成原因。（2）以敏东一矿为研究区,利用多元聚类分析与煤岩浸出试验识别出矿井水中典型重金属的自然来源为Ⅲ含与煤层,人为来源为采煤机油泄漏;建立了化学质量平衡受体模型,定量解析出自然来源中Ⅲ含与煤层对矿井水中典型重金属的贡献率分别为77.64%与22.36%。（3）采集煤岩样品,检测典型重金属含量及赋存形态,并开展水-岩（煤）作用室内模拟试验,结果表明:煤与顶板砂岩中典型重金属的溶解释放受其含量与赋存形态两个内在因素共同影响,五种赋存形态中仅碳酸盐结合态与可交换态易溶于水中。利用峰值函数与指数函数定量刻画了煤、岩中典型重金属的溶解释放规律,煤与岩石中不同的溶解释放规律与煤中腐殖酸的溶解有关。（4）开展了pH、温度、Eh、粒径四种因素影响下水-岩（煤）作用室内模拟试验,结果表明:随着pH减小、温度升高、粒径减小,典型重金属的溶解释放量均增加,Eh对典型重金属溶解释放的影响与矿物种类有关,Eh升高,碳酸盐矿物（如菱铁矿）的溶解放量增加,硫化矿物（如闪锌矿）的溶解释放量减少。（5）建立了典型重金属溶解释放的动力学方程:温度升高,pH减小,典型重金属的溶解速率均加快。通过PHREEQC水文地球化学模拟试验揭示了典型重金属溶解释放过程中形态与价态的变化规律。（6）通过批次振荡试验研究了典型重金属的被动处理技术,优选出粉煤灰陶粒、腐殖土、椰壳生物炭三种吸附材料,研究了其吸附机制,确定了材料的最佳吸附条件。通过混合配比试验得出:当粉煤灰陶粒、腐殖土、椰壳生物炭的混合配比为8:1:1时,混合基质对典型重金属的去除率达到最高。
孟珊[7]（2020）在《双齿围沙蚕应对典型环境变化的行为特征》文中指出底栖生物和沉积环境之间是相互作用,相互影响的,沉积环境中的物理、化学、生物等因素会对底栖动物的生长、生存、繁殖等过程造成一定的影响,同样,底栖动物对沉积物的扰动作用能够通过改变沉积环境中的沉积物、上覆水及沉积物—水界面的物理、化学、生物等性质来进一步改变沉积环境。因此底栖动物的扰动行为与沉积环境息息相关。然而,底栖动物特别是底内动物行为学研究却比较缺乏,并且以往对底内动物行为的研究大多关注生物扰动导致的沉积物或营养盐的变化,对生物扰动过程的刻画较少,也缺乏对生物扰动行为的定量研究。本论文以大型底内动物-双齿围沙蚕为研究对象,通过研究其对不同底质类型的选择行为、不同温度条件下其在洞穴内的运动行为特征及其与洞穴微环境的关系等,在创新底内动物行为学研究方法的基础上,定量揭示双齿围沙蚕的主要行为特征及其与典型环境因子、洞穴微环境间的关系,初步阐释双齿围沙蚕改变和适应沉积环境的生态行为学机制,为底内动物行为学研究及行为定量提供新方法。本论文主要研究结果如下:1. 双齿围沙蚕对潮间带不同类型底质选择行为的研究利用行为学实验装置研究了不同规格双齿围沙蚕在适宜温度及盐度条件下对低潮区、中潮区和高潮区沉积物表层10cm、深层60cm深以下的沉积物的选择行为。结果显示,在不同规格双齿围沙蚕对不同底质类型选择的实验中,规格和底质类型对双齿围沙蚕的选择行为均无显着影响,规格对其搜寻时间影响显着,小规格沙蚕的搜寻时间多于大规格和中规格沙蚕的搜寻时间;不同底质中沙蚕移动距离的实验中,底质类型和规格对双齿围沙蚕的移动距离具有显着影响,小规格沙蚕的移动距离大于大规格和中规格沙蚕的移动距离。本研究表明,小规格双齿围沙蚕比较活跃和敏感,倾向于选择硫化氢含量较低的底质;在底质内部钻蚀时,双齿围沙蚕倾向于选择物质含量较低的底质,总体来看,双齿围沙蚕对自然栖息地底质类型选择性不强。2. 不同温度条件下双齿围沙蚕的运动行为特征及其生态意义通过调节行为学观察装置中的温度（5,10,15,20和25℃）,研究双齿围沙蚕的行为类型及其特征,探究不同行为过程对洞穴水交换、营养盐和溶解氧阈值的影响。结果显示,双齿围沙蚕的径向起伏频率与泵水速率、径向起伏时间、轴向爬行时间、泵水量及营养盐溶出效率均随着温度的升高而升高,在25℃时总泵水量最多,最高可达5.13L/d,其中径向起伏运动的泵水量为4.36L/d,轴向爬行运动的泵水量为0.75L/d,磷酸盐、氨氮、亚硝酸盐和硫化物的最高溶出效率分别为54.94μg/cm2/d、60.14μg/cm2/d、1.45μg/cm2/d和13.52μg/cm2/d。轴向爬行速度与泵水速率随着温度的升高先升高后降低,在20℃时达到最高值。双齿围沙蚕泵水启动时的溶解氧阈值随着温度的升高呈现上升的趋势,其阈值范围为0.80-2.19mg/L。本研究表明,双齿围沙蚕在15-25℃时活力较好,泵水量与营养盐溶出效率也较高,双齿围沙蚕通过在洞穴内的运动行为加速了洞穴内外水体的交换,从而释放了更多的营养盐,加速了沉积物生物地球化学循环,并且温度越高营养盐通量越大。3. 温度和规格对双齿围沙蚕运动行为特征的影响利用行为学观察装置研究了温度（15、20和25℃）和规格（大规格[（2.2±0.20）g]、中规格[（1.5±0.2）g]、小规格[（0.7±0.2）g]）对双齿围沙蚕行为特征的影响,探究了不同行为过程中洞穴水交换、营养盐和溶解氧的变化规律。结果表明,温度对双齿围沙蚕的径向起伏频率影响显着（P<0.05）,沙蚕的径向起伏频率随着温度的升高而升高。规格对双齿围沙蚕轴向爬行速度具有显着影响（P<0.05）,大规格沙蚕的轴向爬行速度随着温度的升高而减慢,而中规格和小规格沙蚕的轴向爬行速度随着温度的升高而加快。温度和规格对双齿围沙蚕的径向起伏和轴向爬行时间影响不显着（P>0.05）,但是,规格对双齿围沙蚕的泵水量、泵水速率、轴向爬行速度及营养盐溶出效率影响显着（P<0.05）。泵水量和营养盐溶出效率均随着规格的增大而增加,大规格沙蚕的泵水量最高可达10.01L/d,其洞穴中磷酸盐、亚硝酸盐、氨氮和硫化物的溶出效率分别可达109.80μg/cm2/d、6.02μg/cm2/d、60.56μg/cm2/d、15.40μg/cm2/d。双齿围沙蚕泵水启动时的溶解氧阈值随着温度的升高和规格的增大,呈现上升的趋势。本研究表明,当温度和规格共同作用时,沙蚕行为的变化规律与单一因素作用时有所不同。温度升高时,与中规格和小规格沙蚕相比,大规格沙蚕的活力减弱;与大规格和中规格沙蚕相比,小规格沙蚕对低氧具有较好的适应性;温度越高规格越大,越促进洞穴内外的水体交换,从而释放更多的营养盐。
王瀚生[8]（2020）在《甘肃定西关川河巉口段环境污染评价》文中进行了进一步梳理随着近些年黄河流域社会和经济的高速飞跃与发展,各类工厂的建立,人口的日益膨胀,生活垃圾的增多,尤其部分乡镇地区存在污染物处理技术的落后以及缺乏环保意识等问题,这些综合因素造成黄河流域的水污染情况愈加严重。关川河位于甘肃省中部定西市,水质状况为劣Ⅴ类,沿岸植被以及水生态系统健康状况均较差。巉口镇是关川河流域的一个交通要塞,当地村民的经济来源以农业生产为主,农业人口约占总人口90%以上,主要的种植的农作物有玉米、马铃薯等,以马铃薯为原材料的小型企业沿流域建设,大量未经过处理的污水直接排放造成了河流污染严重。近几年通过地方政府的努力,对企业的排污进行了大力整治,污染状况有明显改善。关川河河水的水质对于当地的农业生产有着重要影响,本文主要通过对关川河流域沉积物中有机物、重金属元素的分析、对比,了解对污染治理的成效,目的旨在对关川河流域的污染现状与污染情况进行详细分析,并进一步对关川河水质及沿岸环境整改提供一定的科学依据。对定西市关川河巉口段河流沉积物进行采集、分析,通过对沉积物中有机质与重金属含量的污染情况研究,得到以下一些认识:（1）大部分样品中正构烷烃都以nC29和nC31为主峰,存在一定丰度的短链与中等碳数的正构烷烃,表明沉积物中有机质来源主要为陆源高等植物,另外藻类、细菌等低等水生植物与沉水和漂浮等大型植物也有贡献;而Paq和水中溶解氧（DO）的值证明藻类等水生植物可能很繁盛,从而导致了水体的富营养化,导致水体含氧量较低,形成厌氧的水体,致使藻类等水生植物死亡,整体的水质情况下降,造成水体浑浊等情况;Pr/Ph值主要为0.61.2,平均值为0.80,表明研究区河流沉积物受石油污染;沉积物中含有一定量的三环萜类,四环萜和大量的五环三萜（hopane）,表明有机质母质的来源有一部分来自于细菌和藻类,有一部分是来自于微生物;（2）沉积物样品中,存在Phe、Ant、FLT、Pyr、BaA、CHR、IPY、BbF、BKF等多环芳烃,而且相对丰度较高,表明河流沉积物中有一定的多环芳烃污染。分析表明,多环芳烃的主要来源是人为污染源,其中Phe,Ant、Pyr等来自于燃煤和生物质燃烧的主要排放物,BbF主要由汽油和柴油不完全燃烧排放,通过空气中的尘埃进入到河流中;（3）采用X射线荧光光谱分析（X-Ray Fluorescence）和电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测量了定西市关川河巉口段市河流沉积物样品中七种重金属元素（Cr、Mn、Ni、Cu、Zn、Pb和Cd）的含量,通过分析发现平均含量从大到小的排序为Mn>Zn>Cr>Ni>Cu>Pb>Cd,平均含量分别为背景值的5.11、1.73、1.69、1.79、1.51、9.67、0.23倍;关川河沉积物中重金属元素变异系数值普遍较小,平均值仅为0.22,说明河流沉积物各采样点之间分布较均匀,区域富集情况较少。而Ni的变异系数为0.50,值偏大,说明关川河沉积物中Ni元素分布不均匀,有一定的局部富集情况。结合采样点位置推测Ni元素含量值的局部富集情况与农业工厂（例如化肥厂）等有一定关联。Zn、Cd、Pb三者均呈正相关关系,且变异系数的值均不大,推测这三种重金属元素有可能具有相似的来源,其中Pb的污染严重,Zn的污染较严重,而Cd无污染,可能是由于来源处污染含量的不同造成了一定的差异。采用地质累积指数法、污染负荷指数法和潜在生态危险指数法对污染状况进行综合评价,研究发现河流沉积物中七种重金属元素的污染程度由大到小依次为Pb>Cr>Cu>Mn>Ni>Zn>Cd,表明研究区河流沉积物中Pb的污染程度最高,Cr的污染程度次之,Cu、Mn、Ni也有一定程度的污染,而Zn与Cd基本无污染。河流整体区域污染程度属于中等污染-强污染,DXCK2017-3和DXCK2017-8样点处的污染程度较其他采样点严重,DXCK2017-12和DXCK2017-13样点处的污染程度较其他采样点轻,并且污染的主要因素是由于工业、农业和交通活动等。
缪雄谊[9]（2020）在《重金属污染的扩散迁移及其健康风险评价 ——以三角洲和河流为例》文中研究表明近几十年来,全球工业快速发展,经济飞速增长,人们在享受社会发展成果的同时,也承受着环境污染之痛,重金属污染就是其中一个重要的方面。三角洲和河流是人类文明的摇篮,在孕育人类文明发展的同时,也深受人为活动影响。在大量工业运转的同时,外源重金属被大量排放,进入三角洲和河流,对其生态环境构成极大威胁。因此,关注三角洲和河流重金属污染问题,管好三角洲和河流环境成为延续人类文明的关键。本研究在充分调查国内外研究现状的基础上,开展三角洲重金属污染调查的同时,确定三角洲土壤重金属污染分布及其影响因素,通过不同深度土壤重金属浓度和土壤性质的分析,了解三角洲土壤重金属扩散迁移特征和控制因素,依靠重金属健康风险评价确定土壤重金属污染的长期健康效应;对河流沉积物、水体和野生鱼重金属总量及其赋存形态进行研究,了解水生生态系统中重金属的转化过程特征,建立重金属转化与重金属形态的相互关系。选取7种（Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Zn和Hg）重金属元素,通过重金属健康评价,综合分析重金属污染长期的健康效应,为重金属污染的防控和长期生态风险的识别提供依据。主要取得以下研究成果:（1）通过土壤调查基本查清了黄河三角洲土壤重金属的空间分布和来源,通过潜在生态风险评价查清了黄河三角洲土壤重金属污染的特征,结合不同EF值的比较,发现As存在最强的移动性,能够向深部土壤运移,Cd和Pb的移动性次之,能够被中层土壤部分或完全阻隔;（2）在黄河三角洲土壤重金属调查资料的基础上,运用健康风险评价,计算不同暴露途径下重金属潜在的健康风险,重金属污染的主要暴露途径为摄入,而非皮肤接触和吸入,As具有较高的致癌风险,是公众健康的重要威胁。（3）通过柳江流域表层水和沉积物重金属的调查,掌握了水体和沉积物重金属的分布、来源和污染状况,结合环境变化特征,剖析了重金属累积和形态转变的影响因素,确定酸性污水排放可以显着改变水化学波动对沉积物重金属累积的影响,Cd、As、Pb和Zn存在显着转化,但只与特定形态有关,Cd污染是柳江流域最大的环境威胁。（4）利用柳江流域野生鱼重金属调查,确定不同鱼种和采样区野生鱼中重金属富集特征,结合水化学和沉积物特征分析,剖析野生鱼重金属生物富集过程,建立沉积物重金属形态与野生鱼重金属生物富集性的相互关系,为渔业监管和风控提供科学依据。（5）在柳江流域野生鱼调查资料的基础上,以垂钓野生鱼为切入点,确定垂钓野生鱼的污染状况和食用安全性,并基于不同垂钓区鱼获推荐食用量确定近郊为合适的垂钓区,对垂钓鱼食用和垂钓活动开展具有重要的指示意义。
卢阳[10]（2020）在《天然有机质影响下铁氧化物转化过程中Pb、Cu和有机碳的微观固存机制》文中研究说明铁氧化物广泛存在于自然条件下的土壤、沉积物中。前人对“重金属-NOM”、“重金属-铁氧化物”以及“铁氧化物-重金属-NOM”体系中重金属的行为进行了大量的研究。但是,在铁氧化物动态转化过程中,NOM、铁氧化物和重金属之间的相互作用及其微观反应机制还有待深入探讨,特别是纳米级别元素分布以及有机质和矿物的反应机理亟待揭示。本研究以铁氧化物的转化这一关键环境过程为研究对象,系统地探究了重金属和NOM的存在对铁氧化物转化过程的影响;同时以球差校正扫描透射电子显微镜（CsSTEM）为主要手段辅以X射线吸收光谱（XAS）技术全面地阐释铁氧化物转化过程中重金属（Pb/Cu）和NOM在铁氧化物上的微观分布方式以及三者（铁氧化物-重金属-NOM）的相互作用机理。研究成果可以帮助我们更全面地理解重金属在环境中的行为以及NOM的地球化学循环,为进一步阐明自然环境中有机碳和其他矿物的相互作用奠定了基础,并为发展有机物-矿物-重金属相互作用理论模型提供了指导。主要研究成果如下:1.在亚纳米尺度下阐明了Pb在水铁矿转化过程中形成的赤铁矿纳米颗粒上的结合机理。化学提取实验,STEM-EDS元素面扫描和线扫描分析表明,Pb在转化过程中可以掺入到赤铁矿纳米颗粒中。亚纳米尺度的STEM分析、XRD精细扫描和XAS分析提供了Pb掺入赤铁矿纳米颗粒晶体结构的直接证据,并且Pb多沿赤铁矿的（012）、（104）、（110）和（113）晶面分布。2.以胡敏酸（HA）作为一种典型NOM,揭示了HA存在的条件下,Pb、HA对铁氧化物转化速率的影响以及Pb、HA和铁氧化物的微观相互作用机制。结果表明,HA和Pb的存在减慢了水铁矿转化为赤铁矿的过程。STEM结果显示,与纯赤铁矿纳米颗粒的致密结构相比,添加HA和Pb导致赤铁矿纳米颗粒具有疏松和多孔的结构。除表面吸附外,EDS面扫描和EDS/EELS线扫描进一步表明,HA分子和Pb离子均可以进入赤铁矿纳米颗粒的疏松多孔结构中。3.以Cs-STEM为主要工具,揭示了Pb离子对HA在赤铁矿颗粒上吸附影响的微观机制,展示了铁氧化物-金属-NOM在纳米级别相互作用的直接证据。结果表明Pb离子存在的条件下,赤铁矿吸附HA和Pb体系中的赤铁矿团聚体变得更加分散。该体系中,HA不仅吸附在赤铁矿纳米颗粒的边缘上,而且还分布在远离赤铁矿颗粒/团聚体的扩展区域,导致了HA与赤铁矿颗粒/团聚体的非均匀吸附。4.采用两种不同性质的NOM（FA和HA）,系统地探究了FA和HA对铁氧化物转化过程中Cu释放特性的影响。动力学释放实验表明Cu的累计释放量随着水铁矿转化时间的增加逐渐降低,铁氧化物转化减缓了Cu的可释放量。在铁氧化物转化过程中Cu释放量不断降低,其微观机理是由于Cu可以进入到赤铁矿的颗粒内部。FA/HA的加入增加了Cu的释放量,导致Cu在铁氧化物上更加不稳定。5.全面地研究了在“Cu-NOM-铁氧化物”共沉淀转化过程中,Cu-NOM-铁氧化物转化速率、Cu化学形态以及NOM（FA和HA）在铁氧化物上的纳米级别分布特征。通过Cs-STEM阐释了Cu、FA、HA与铁氧化物的微观相互作用机制,利用XAS阐明了铁氧化物转化过程中Cu的形态变化。Cs-STEM结果表明,HA和FA在铁氧化物上的空间分布显着不同。XRD和EXAFS结果显示FA和HA均降低了水铁矿向赤铁矿转化的速率。球差校正扫描透射电子显微镜（Cs-STEM）得到的微观特征以及EXAFS铜的形态分析和结果表明,铜可以掺入赤铁矿颗粒中,而HA和FA阻碍了铜的掺入过程,从而导致可以通过化学实验提取的Cu在NOM存在的体系多于无NOM体系。
二、有机物对黄河水中重金属与沉积物相互作用的影响(英文)（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、有机物对黄河水中重金属与沉积物相互作用的影响(英文)（论文提纲范文）
（1）清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 OCPs和重金属污染物概述 |
| 1.2.1 OCPs |
| 1.2.2 重金属污染物 |
| 1.2.3 重金属和OCPs在环境中的迁移转化 |
| 1.3 水体和沉积物中OCPs污染研究现状 |
| 1.3.1 水体中OCPs污染研究现状 |
| 1.3.2 沉积物中OCPs污染研究现状 |
| 1.4 沉积物中重金属污染研究现状 |
| 1.5 水环境健康风险研究现状 |
| 1.5.1 水环境健康风险评价 |
| 1.5.2 人群暴露参数研究 |
| 1.6 需要进一步研究的问题 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究的主要内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 研究区概况与实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 流域自然地理概况 |
| 2.1.2 流域和河道特征 |
| 2.1.3 流域水文要素 |
| 2.1.4 重金属、OCPs残留概况 |
| 2.2 采样点位的布设及样品采集 |
| 2.2.1 采样点位的布设 |
| 2.2.2 样品的采集 |
| 2.3 样品的处理与分析 |
| 2.3.1 理化参数和营养元素 |
| 2.3.2 OCPs的测定 |
| 2.3.3 重金属的测定 |
| 2.3.4 沉积柱定年测试及计算方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 沉积物中重金属的赋存特征、影响因素及生态风险研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 清水河沉积物中理化参数、营养元素及重金属的分布特征 |
| 3.2.1 表层沉积物理化参数和营养元素的分布特征 |
| 3.2.2 沉积物中重金属含量与分布 |
| 3.3 清水河表层沉积物重金属赋存的影响因素及作用机制 |
| 3.3.1 沉积物理化参数、营养元素对重金属赋存的影响 |
| 3.3.2 沉积物中重金属来源及分析方法 |
| 3.3.3 沉积物重金属赋存的控制因素及函数模型构建 |
| 3.4 清水河沉积物中重金属来源分析 |
| 3.4.1 沉积柱中重金属相关性分析 |
| 3.4.2 沉积柱中重金属主成分分析 |
| 3.4.3 沉积物中重金属元素聚类分析 |
| 3.4.4 重金属沉积历史与区域GDP及人口变化的关联分析 |
| 3.5 沉积物中重金属的潜在生态风险分析 |
| 3.5.1 沉积物重金属污染程度评价 |
| 3.5.2 沉积物重金属潜在生态风险评价 |
| 3.5.3 沉积物重金属潜在毒性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 沉积物中有机氯农药的赋存特征、影响因素及生态风险研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 沉积物中OCPs的含量、污染特征及历史沉降记录 |
| 4.2.1 表层沉积物中OCPs的含量与污染特征 |
| 4.2.2 沉积柱中OCPs的含量、污染特征及历史沉降记录 |
| 4.3 沉积物中OCPs的组成及来源解析 |
| 4.3.1 HCHs的组成及来源解析 |
| 4.3.2 DDTs的组成及来源解析 |
| 4.3.3 Chlordane的组成及来源解析 |
| 4.3.4 Endosulfan的组成及来源解析 |
| 4.4 OCPs的归趋及作用机制 |
| 4.4.1 OCPs各组分之间的相关性分析 |
| 4.4.2 OCPs的主成分分析 |
| 4.5 沉积物对OCPs吸附的控制因素及模型构建 |
| 4.5.1 沉积物理化参数、营养元素对OCPs吸附影响及模型构建 |
| 4.5.2 沉积物中重金属对OCPs吸附的影响及模型构建 |
| 4.6 不同环境介质中OCPs的环境行为和交换规律研究 |
| 4.6.1 不同环境介质中OCPs的百分含量比较 |
| 4.6.2 清水河表层沉积物OCPs的富集情况 |
| 4.6.3 OCPs的环境行为和归宿分析 |
| 4.7 清水河沉积物中OCPs生态风险评价 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 水体中重金属和有机氯农药的污染特征及健康风险研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 健康风险评价模型及参数 |
| 5.2.1 健康风险评价模型 |
| 5.2.2 模型参数的确定 |
| 5.3 人群暴露参数的确定 |
| 5.3.1 人群暴露参数 |
| 5.3.2 调查分布及方法 |
| 5.3.3 研究区人群体重和饮水摄入率 |
| 5.3.4 研究区人群皮肤暴露参数 |
| 5.4 水体中重金属和OCPs的污染特征 |
| 5.4.1 水体中重金属的污染特征 |
| 5.4.2 水体中OCPs的污染特征及来源解析 |
| 5.5 清水河水环境健康风险研究 |
| 5.5.1 重金属和OCPs污染因子所致健康风险特点 |
| 5.5.2 重金属和OCPs所致健康风险分类分析 |
| 5.5.3 重金属和OCPs通过饮水途径所致健康风险 |
| 5.5.4 重金属和OCPs通过皮肤接触途径所致健康风险 |
| 5.5.5 重金属和OCPs所致健康总风险分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（2）近20年来我国沉积物环境与污染控制研究进展与展望（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 我国沉积物环境研究进展 |
| 2.1 沉积物在水环境中的作用、特征及效应 |
| 2.1.1 关键带中的作用与地位 |
| 2.1.2 与人类活动关系 |
| 2.1.3 颗粒形貌与环境效应 |
| 2.1.4 沉积物源—汇特征与效应 |
| 2.2 污染物在沉积物—水界面环境行为与影响因素 |
| 2.2.1 稳态环境生物地球化学 |
| 2.2.2 动力再悬浮影响 |
| 2.2.3 氧环境影响 |
| 2.2.4 生物影响 |
| 2.2.5 对藻类灾害的影响 |
| 2.3 沉积物生态风险与质量基准 |
| 2.3.1 重金属污染特征与生态风险 |
| 2.3.2 有机物污染特征与生态风险 |
| 2.3.3 中国沉积物质量基准 |
| 3 中国沉积物污染控制与修复研究进展 |
| 3.1 污染沉积物原位修复 |
| 3.1.1 物理修复 |
| 3.1.2 化学修复 |
| 3.1.3 生物修复 |
| 3.2 污染沉积物疏浚及异位处置利用 |
| 3.2.1 沉积物环保疏浚 |
| 3.2.2 污染底泥无害化处理 |
| 3.2.3 疏浚底泥资源化利用 |
| 4 问题及展望 |
| 4.1 沉积物综合环境效应研究的多学科交叉 |
| 4.2 污染物复合下的沉积物环境与生态效应 |
| 4.3 沉积物中新兴和非传统污染物的行为与风险 |
| 4.4 沉积物质量基准标准化数据库的构建 |
| 4.5 沉积物污染治理与修复方法与技术创新 |
（3）微塑料对典型有机污染物和重金属离子的吸附及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要缩写表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微塑料概述 |
| 1.1.1 微塑料的定义及来源 |
| 1.1.2 微塑料的污染现状及危害 |
| 1.1.3 微塑料对污染物的载体效应 |
| 1.2 微塑料对污染物吸附的研究进展 |
| 1.2.1 吸附作用 |
| 1.2.2 微塑料对污染物的吸附 |
| 1.2.3 微塑料吸附污染物的影响因素 |
| 1.3 DOM对微塑料吸附污染物的影响 |
| 1.3.1 DOM的定义 |
| 1.3.2 DOM对微塑料吸附有机污染物的影响 |
| 1.3.3 DOM对微塑料吸附重金属的影响 |
| 1.4 论文的选题依据、研究目标、研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第二章 微塑料的表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 微塑料的理化性质 |
| 2.3.2 微塑料的形貌与比表面积 |
| 2.3.3 微塑料的组成 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 微塑料对典型有机污染物的吸附及机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 典型有机污染物在微塑料上的吸附 |
| 3.3.2 微塑料性质对吸附典型有机污染物的影响 |
| 3.3.3 典型有机污染物的疏水性对其在微塑料上吸附的影响 |
| 3.3.4 机理分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 微塑料对重金属的吸附及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 重金属在微塑料上的吸附 |
| 4.3.2 环境因素对重金属在微塑料上吸附的影响 |
| 4.3.3 重金属在微塑料上的竞争吸附 |
| 4.3.4 机理分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 溶解性有机质对微塑料吸附重金属的影响及交互作用机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂与仪器 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同体系的光谱学特征 |
| 5.3.2 DOM浓度对微塑料吸附重金属的影响 |
| 5.3.3 DOM组分对微塑料吸附重金属的影响 |
| 5.3.4 有机酸对微塑料吸附重金属的影响 |
| 5.3.5 机理分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 溶解性有机质对微塑料吸附菲的影响及交互作用机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试剂与仪器 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.2.3 数据分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 DOM浓度对微塑料吸附菲的影响 |
| 6.3.2 DOM组分对微塑料吸附菲的影响 |
| 6.3.3 DOM对菲在微塑料上吸附位点能量分布的影响 |
| 6.3.4 机理分析 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论、创新点和展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（4）辽河口湿地土壤有机碳来源及分子结构特征对汞甲基化的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 汞和甲基汞污染概述 |
| 1.2.1 汞和甲基汞的理化性质及危害 |
| 1.2.2 汞污染现状 |
| 1.2.3 湿地中汞的甲基化作用 |
| 1.3 DOM概述 |
| 1.3.1 DOM的定义 |
| 1.3.2 DOM的来源 |
| 1.3.3 DOM的表征方法 |
| 1.3.4 DOM对汞甲基化的影响 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 创新点 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 研究区域与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地貌特征 |
| 2.1.3 河流水文特征 |
| 2.1.4 气候特征 |
| 2.1.5 植被特征 |
| 2.1.6 野生动物 |
| 2.2 研究区域与采样点分布 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 土壤基本理化性质的测定 |
| 2.3.2 样品中汞、甲基汞的测定 |
| 2.3.3 光谱检测 |
| 2.3.4 土壤微生物磷脂脂肪酸(PLFA)的测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 第3章 辽河口湿地土壤及上覆水中汞和甲基汞的分布规律 |
| 3.1 典型环境因子研究 |
| 3.1.1 土壤pH值和含盐量 |
| 3.1.2 土壤PLFA |
| 3.1.3 主成分分析 |
| 3.2 不同深度土壤DOC、Hg和 MeHg含量 |
| 3.2.1 不同深度土壤DOC含量 |
| 3.2.2 土壤Hg含量 |
| 3.2.3 土壤MeHg含量 |
| 3.3 不同植被类型下的土壤DOC、Hg和 MeHg含量 |
| 3.3.1 不同植被类型土壤DOC含量 |
| 3.3.2 土壤Hg、MeHg含量 |
| 3.4 不同盐度区域上覆水Hg和DOC含量 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 辽河口湿地土壤DOM光谱结构特征分析 |
| 4.1 土壤DOM紫外光谱 |
| 4.1.1 土壤DOM紫外-可见光谱 |
| 4.1.2 特征吸收值SUVA254 nm、SUVA260 nm |
| 4.1.3 吸光度比值 |
| 4.1.4 斜率比值 |
| 4.1.5 面积积分比值 |
| 4.2 相关性分析 |
| 4.2.1 0-10cm深度土壤DOM紫外光谱指数相关性分析 |
| 4.2.2 10-20cm深度土壤DOM紫外光谱指数相关性分析 |
| 4.3 土壤DOM荧光光谱 |
| 4.3.1 平行因子分析 |
| 4.3.2 0-10cm深度土壤DOM的荧光光谱特性 |
| 4.3.3 荧光光谱指数 |
| 4.3.4 10-20cm深度土壤DOM的荧光光谱特性 |
| 4.3.5 荧光光谱指数 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 辽河口湿地上覆水DOM光谱结构特征分析 |
| 5.1 上覆水DOM紫外光谱特性 |
| 5.1.1 DOM紫外-可见光谱 |
| 5.1.2 特征吸收值SUVA254nm、SUVA260nm |
| 5.1.3 吸光度比值 |
| 5.1.4 斜率比值和面积积分比 |
| 5.2 上覆水DOM荧光光谱 |
| 5.2.1 平行因子分析 |
| 5.2.2 光谱指数分析 |
| 5.3 聚类分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 DOM的来源及分子结构特征对汞甲基化的影响 |
| 6.1 不同深度土壤紫外光谱指标对汞甲基化的影响 |
| 6.2 不同深度土壤荧光光谱参数对汞甲基化的影响 |
| 6.3 典范对应分析(CCA) |
| 6.4 主成分分析(PCA) |
| 6.5 多元线性回归方程 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 论文存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（5）山东半岛近海及河口区胶体物质的地球化学特征及环境指示意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水环境中胶体物质概述 |
| 1.1.1 水环境中胶体物质的来源和去除过程 |
| 1.1.2 水环境中的胶体态痕量元素 |
| 1.1.3 水环境中的胶体态有机碳 |
| 1.1.4 其他胶体物质 |
| 1.1.4.1 胶体有机氮 |
| 1.1.4.2 胶体放射性核素 |
| 1.1.4.3 胶体有机污染物 |
| 1.2 水环境中胶体物质的地球化学行为 |
| 1.3 水环境中胶体物质的分离检测 |
| 1.3.1 切向超滤法 |
| 1.3.2 离心超滤法 |
| 1.3.3 其他方法 |
| 1.4 研究区域及研究意义 |
| 1.4.1 北黄海 |
| 1.4.2 渤海及黄河口 |
| 1.4.3 牟平海洋牧场 |
| 1.4.4 研究意义 |
| 1.5 论文的研究内容及创新点 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 创新点 |
| 第2章 实验器皿准备以及样品的采集分析 |
| 2.1 实验器皿种类、预清洗以及储存 |
| 2.2 水样的采集及预过滤 |
| 2.3 水样中胶体态痕量元素的分离检测 |
| 2.3.1 切向超滤与液液萃取结合 |
| 2.3.1.1 切向超滤 |
| 2.3.1.2 液液萃取富集胶体态痕量金属 |
| 2.3.2 离心超滤与酸提取结合 |
| 2.3.2.1 离心超滤的清洗及准备 |
| 2.3.2.2 超滤膜真实截留值校准 |
| 2.4 水样中胶体有机碳的分离检测 |
| 2.5 水体SPM的采集 |
| 2.6 水体SPM理化性质检测 |
| 2.6.1 SPM预处理 |
| 2.6.2 颗粒态金属测定 |
| 2.7 水文数据采集及营养盐样品处理 |
| 2.8 质量保证与质量控制(QA/QC) |
| 2.9 数据处理 |
| 第3章 水体中胶体态元素的分离检测方法研究 |
| 3.1 切向超滤(CFUF)与液液萃取结合 |
| 3.1.1 切向超滤(CFUF) |
| 3.1.2 液液萃取、痕量金属检测及数据计算 |
| 3.1.3 液液萃取实验的研究 |
| 3.1.3.1 样品消解方法 |
| 3.1.3.2 pH条件 |
| 3.1.3.3 样品体积的影响 |
| 3.1.3.4 液液萃取振荡时间的影响 |
| 3.1.3.5 萃取剂体积和萃取方法的影响 |
| 3.1.3.6 检出限(LOD)和定量限(LOQ) |
| 3.1.3.7 萃取率 |
| 3.1.3.8 CFUF的回收率 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 离心超滤与酸提取结合 |
| 3.2.1 离心超滤(CUF) |
| 3.2.2 痕量金属检测及数据计算 |
| 3.2.3 CUF及酸提取实验的研究 |
| 3.2.3.1 离心力和离心时间 |
| 3.2.3.2 提取方法 |
| 3.2.3.3 超滤膜的实际分子量截留值(MWCO) |
| 3.2.3.4 质量平衡 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 两种胶体态金属分离检测方法的对比 |
| 第4章 北黄海及烟台市城市水系统中的胶体态Cd、Cu和 Pb |
| 4.1 北黄海采样站位及背景 |
| 4.1.1 采样站位及背景 |
| 4.1.2 采样方法 |
| 4.1.3 北黄海水体中胶体态Cd、Cu和 Pb的含量及百分比特征 |
| 4.1.4 北黄海水体中胶体态Cd、Cu和 Pb与其他海域对比 |
| 4.1.5 小结 |
| 4.2 烟台市城市河流系统采样站位及背景 |
| 4.2.1 采样站位及背景 |
| 4.2.2 采样方法 |
| 4.2.3 烟台市城市河流系统中胶体态Cd、Cu和 Pb的含量特征 |
| 4.2.4 烟台市城市河流系统中胶体态Cd、Cu和 Pb的百分比特征 |
| 4.2.5 烟台市城市河流系统中胶体态Cd、Cu和 Pb与其他研究对比 |
| 4.2.6 胶体态金属随着盐度的尺寸分布变化 |
| 4.2.6.1 Cd |
| 4.2.6.2 Cu |
| 4.2.6.3 Pb |
| 4.3 小结 |
| 第5章 牟平海洋牧场表层水中的胶体态痕量金属 |
| 5.1 采样站位及背景 |
| 5.2 样品采样及胶体物质的分离检测 |
| 5.3 质量平衡 |
| 5.4 9月牟平海洋牧场表层水中溶解态金属各分级的含量及分布 |
| 5.4.1 Al |
| 5.4.2 Ca |
| 5.4.3 Mn |
| 5.4.4 Fe |
| 5.4.5 Cu |
| 5.4.6 Cd |
| 5.4.7 Pb |
| 5.5 11月牟平海洋牧场表层水中溶解态金属各分级的含量及分布 |
| 5.5.1 Al |
| 5.5.2 Ca |
| 5.5.3 Mn |
| 5.5.4 Fe |
| 5.5.5 Cu |
| 5.5.6 Cd |
| 5.5.7 Pb |
| 5.6 牟平海洋牧场表层水中溶解态金属的空间分布 |
| 5.7 牟平海洋牧场表层水中胶体态金属与其他研究对比 |
| 5.8 牟平海洋牧场表层水中DOC的含量及分布 |
| 5.8.1 9月 |
| 5.8.2 11月 |
| 5.9 胶体态金属与环境参数的关系 |
| 5.9.1 9月 |
| 5.9.2 11月 |
| 5.10 环境因子对胶体态金属迁移的影响机理 |
| 5.11 小结 |
| 第6章 黄河口表层水中的胶体态痕量金属 |
| 6.1 采样站位及背景 |
| 6.2 采样、SPM表征及胶体物质的分离检测 |
| 6.3 黄河口采样站位盐度及SPM浓度分布 |
| 6.4 质量平衡 |
| 6.5 黄河口表层水中溶解态金属的分布 |
| 6.6 黄河口表层水中溶解态金属各分级的含量及分布 |
| 6.6.1 Al |
| 6.6.2 Ca |
| 6.6.3 Mn |
| 6.6.4 Fe |
| 6.6.5 Cu |
| 6.6.6 Cd |
| 6.6.7 Pb |
| 6.7 黄河口表层水中胶体态金属与其他研究对比 |
| 6.8 黄河口枯水期与丰水期胶体态金属分布变化 |
| 6.9 黄河口枯水期与丰水期溶解态有机碳的分布变化 |
| 6.10 黄河口枯水期与丰水期颗粒态金属分布变化 |
| 6.11 胶体态金属迁移与环境因子的关系 |
| 6.11.1 枯水期 |
| 6.11.2 丰水期 |
| 6.12 颗粒物对胶体态金属迁移的影响机理 |
| 6.13 金属在颗粒物-溶解有机物共存体系中的行为 |
| 6.14 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（6）矿井水中典型重金属形成机理与被动处理技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 重金属来源分析 |
| 1.2.2 煤层与岩石中典型重金属的含量与赋存形态 |
| 1.2.3 水岩作用 |
| 1.2.4 矿井水中重金属被动处理 |
| 1.2.5 存在的主要问题 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 2 我国矿井水中典型重金属含量及分布特征 |
| 2.1 我国矿井水中重金属超标统计 |
| 2.2 典型重金属水文地球化学特征 |
| 2.2.1 典型重金属地球化学特征 |
| 2.2.2 典型重金属水化学特征 |
| 2.3 我国矿井水中典型重金属超标情况 |
| 2.2.1 典型重金属数据统计 |
| 2.2.2 典型重金属超标煤矿分布 |
| 2.4 我国矿井水中典型重金属分布 |
| 2.4.1 我国矿井水中典型重金属分布特征 |
| 2.4.2 我国矿井水中典型重金属分布特征分析 |
| 2.5 小结 |
| 3 敏东一矿矿井水中典型重金属来源分析 |
| 3.1 研究区背景及样品采集 |
| 3.1.1 水文地质条件 |
| 3.1.2 充水水源及充水通道 |
| 3.1.3 研究区水样采集 |
| 3.2 矿井水水源判别 |
| 3.2.1 水化学特征 |
| 3.2.2 同位素特征 |
| 3.2.3 水化学作用 |
| 3.3 典型重金属来源定性分析 |
| 3.3.1 各含水层典型重金属浓度 |
| 3.3.2 多元统计分析 |
| 3.3.3 综合聚类分析 |
| 3.4 典型重金属来源定量解析 |
| 3.4.1 煤与岩石典型重金属浸出实验 |
| 3.4.2 化学质量平衡受体模型 |
| 3.4.3 典型重金属来源 |
| 3.5 小结 |
| 4 煤与岩石中典型重金属的赋存形态及溶出规律 |
| 4.1 典型重金属的赋存与溶出概述 |
| 4.1.1 典型重金属的赋存 |
| 4.1.2 矿物溶出作用概述 |
| 4.2 煤与岩石典型重金属的含量与赋存特征 |
| 4.2.1 煤与岩石样品采集与检测 |
| 4.2.2 煤层典型重金属含量与赋存 |
| 4.2.3 砂岩中典型重金属含量与赋存 |
| 4.3 水-岩(煤)作用下典型重金属的溶出 |
| 4.3.1 水-煤/岩相互作用模拟试验 |
| 4.3.2 煤层中典型重金属溶出 |
| 4.3.3 砂岩中典型重金属的溶出 |
| 4.4 水-岩(煤)作用下典型重金属溶解释放规律 |
| 4.4.1 煤/岩中典型重金属溶出数学模型 |
| 4.4.2 煤与砂岩典型重金属溶出对比 |
| 4.5 小结 |
| 5 典型重金属溶解释放动力学 |
| 5.1 试验方案 |
| 5.1.1 物理模拟方案 |
| 5.1.2 水文地球化学模拟方案 |
| 5.2 不同环境条件对典型重金属溶出的影响 |
| 5.2.1 pH值对典型重金属溶出的影响 |
| 5.2.2 Eh值对典型重金属溶出的影响 |
| 5.2.3 温度对典型重金属溶出的影响 |
| 5.2.4 粒径对典型重金属溶出的影响 |
| 5.3 典型重金属溶解动力学 |
| 5.3.1 溶解动力学理论 |
| 5.3.2 不同条件下典型重金属溶解动力学分析 |
| 5.3.3 典型重金属溶解动力学方程 |
| 5.4 典型重金属的溶出水文地球化学模拟 |
| 5.4.1 不同pH溶出模拟 |
| 5.4.2 不同温度溶出模拟 |
| 5.4.3 不同条件下典型重金属形态与价态 |
| 5.5 小结 |
| 6 典型重金属的被动处理技术 |
| 6.1 重金属吸附理论 |
| 6.1.1 重金属吸附概念 |
| 6.1.2 吸附动力学基础 |
| 6.2 典型重金属吸附材料的优选 |
| 6.2.1 试验材料与方法 |
| 6.2.2 结果与分析 |
| 6.3 不同材料的吸附性能 |
| 6.3.1 试验材料与方法 |
| 6.3.2 吸附动力学 |
| 6.3.3 等温吸附 |
| 6.3.4 不同因素对吸附的影响 |
| 6.4 不同材料的吸附机理 |
| 6.4.1 椰壳生物炭的吸附机理 |
| 6.4.2 粉煤灰的吸附机理 |
| 6.4.3 腐殖土的吸附机理 |
| 6.5 吸附材料混合配比研究 |
| 6.5.1 试验材料与方法 |
| 6.5.2 混配试验结果与分析 |
| 6.6 小结 |
| 7 结论及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 野外、室内试验照片及统计数据 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）双齿围沙蚕应对典型环境变化的行为特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 水生动物行为学研究简况 |
| 1.2 底栖动物生物扰动对沉积环境的改变 |
| 1.2.1 底栖动物对沉积物的生物扰动效应 |
| 1.2.2 底栖动物对海洋上覆水的生物扰动效应 |
| 1.2.3 底栖动物对沉积物-水界面耦合的生物扰动效应 |
| 1.3 沉积环境对底栖动物的影响 |
| 1.3.1 影响底栖动物生存的物理因素 |
| 1.3.2 影响底栖动物生存的化学因素 |
| 1.3.3 影响底栖动物生存的生物因素 |
| 1.4 研究对象的选择 |
| 1.5 研究的目的与意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 第二章 双齿围沙蚕对潮间带不同类型底质选择行为的研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验动物 |
| 2.1.2 实验沉积物获取 |
| 2.1.3 实验装置与方法 |
| 2.1.4 沉积物成分分析 |
| 2.1.5 数据处理与分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 双齿围沙蚕对不同底质类型的选择行为 |
| 2.2.1.1 底质的有机质、碳、氮和H_2S含量 |
| 2.2.1.2 不同底质中双齿围沙蚕的数量 |
| 2.2.1.3 不同规格沙蚕在不同底质中的搜寻时间 |
| 2.2.2 不同规格的双齿围沙蚕在不同底质中的移动距离 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 不同温度条件下双齿围沙蚕的运动行为特征及其生态意义 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验动物与暂养 |
| 3.1.2 实验装置与方法 |
| 3.1.3 数据处理与分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 径向起伏 |
| 3.2.2 轴向爬行 |
| 3.2.3 泵水效率 |
| 3.2.4 径向起伏与轴向爬行时间和泵水量 |
| 3.2.5 总泵水量 |
| 3.2.6 营养盐溶出效率 |
| 3.2.7 泵水启动溶解氧阈值 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 温度对水生变温动物运动行为的影响 |
| 3.3.2 双齿围沙蚕在洞穴中主要运动行为的驱动要素 |
| 3.3.3 双齿围沙蚕的最佳溶氧收益策略 |
| 3.3.4 沙蚕运动行为的生态学意义 |
| 第四章 温度和规格对双齿围沙蚕的运动行为特征的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验动物与暂养 |
| 4.1.2 实验装置与方法 |
| 4.1.3 数据处理与分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 径向起伏 |
| 4.2.2 轴向爬行 |
| 4.2.3 泵水速率 |
| 4.2.4 径向起伏和轴向起伏时间 |
| 4.2.5 泵水量 |
| 4.2.6 总泵水量 |
| 4.2.7 营养盐溶出效率 |
| 4.2.8 泵水启动溶解氧阈值 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 温度和规格对生物行为的影响 |
| 4.3.2 温度和规格对双齿围沙蚕启动泵水运动溶解氧阈值的影响 |
| 4.3.3 温度和规格对双齿围沙蚕洞穴中营养盐溶出效率的影响 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 论文的主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）甘肃定西关川河巉口段环境污染评价（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 河流污染及其现状概述 |
| 1.2.1 河流污染概述 |
| 1.2.2 河流污染现状 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 有机污染 |
| 1.3.2 重金属污染 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 研究区地质概况与研究现状 |
| 2.1.1 研究区地质概况 |
| 2.1.2 研究区研究现状 |
| 2.1.3 关川河水文水质情况 |
| 2.2 研究区研究目的及意义 |
| 第三章 样品采集与实验方法 |
| 3.1 样品的采集与处理 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 样品预处理 |
| 3.2 实验步骤及方法 |
| 3.2.1 有机组分实验方法 |
| 3.2.2 元素实验方法 |
| 第四章 关川河流域有机污染情况 |
| 4.1 正构烷烃 |
| 4.1.1 正构烷烃的分布特征 |
| 4.1.2 正构烷烃的分析与源解析 |
| 4.2 多环芳烃 |
| 4.2.1 多环芳烃概况 |
| 4.2.2 多环芳烃来源分析 |
| 4.2.3 河流多环芳烃污染研究 |
| 4.2.4 研究区多环芳烃污染情况 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 关川河重金属污染情况 |
| 5.1 重金属污染情况 |
| 5.1.1 重金属污染定义及其重要性 |
| 5.1.2 重金属污染的特征 |
| 5.1.3 重金属污染的危害 |
| 5.1.4 河流沉积物重金属污染 |
| 5.2 数据分析方法 |
| 5.2.1 相关性分析 |
| 5.2.2 地质累积指数法 |
| 5.2.3 污染负荷指数法 |
| 5.2.4 潜在生态危害指数法 |
| 5.3 研究区河流沉积物中重金属的分布 |
| 5.4 关川河河流沉积物中重金属元素的相关性分析 |
| 5.5 关川河河流沉积物中重金属污染评价 |
| 5.5.1 地质累积指数法 |
| 5.5.2 污染负荷指数法 |
| 5.5.3 潜在生态危害指数法 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（9）重金属污染的扩散迁移及其健康风险评价 ——以三角洲和河流为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 重金属来源 |
| 1.3 重金属形态 |
| 1.4 重金属扩散迁移的影响因素 |
| 1.5 重金属的健康效应 |
| 1.6 三角洲研究现状 |
| 1.7 河流研究现状 |
| 1.8 拟解决的关键科学问题 |
| 1.9 研究目标与内容 |
| 1.9.1 研究目标 |
| 1.9.2 主要研究内容 |
| 第2章 样品采集与分析测试 |
| 2.1 研究区概况和样品采集 |
| 2.1.1 黄河三角洲 |
| 2.1.2 柳江流域 |
| 2.2 样品的处理和分析测试 |
| 2.2.1 土壤样品的处理 |
| 2.2.2 水样的处理 |
| 2.2.3 沉积物样品的处理 |
| 2.2.4 鱼样品处理 |
| 2.2.5 样品测试 |
| 2.3 质量控制 |
| 2.4 统计分析 |
| 2.5 评价方法 |
| 2.5.1 潜在生态风险指数法 |
| 2.5.2 富集系数 |
| 2.5.3 土壤健康风险 |
| 2.5.4 鱼食用健康风险 |
| 第3章 黄河三角洲土壤重金属污染特征 |
| 3.1 概况 |
| 3.2 土壤重金属含量与分布 |
| 3.3 土壤重金属的来源解析 |
| 3.3.1 土壤母质对重金属的影响 |
| 3.3.2 人类活动对重金属的影响 |
| 3.4 土壤重金属扩散迁移 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 黄河三角洲土壤重金属健康效应 |
| 4.1 研究区概况 |
| 4.2 土壤重金属健康风险评价 |
| 4.3 建议 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 柳江流域河流重金属污染 |
| 5.1 研究区概况 |
| 5.2 表层水和沉积物理化特征 |
| 5.3 表层水和沉积物重金属的分布 |
| 5.3.1 表层水重金属分布 |
| 5.3.2 沉积物重金属的分布 |
| 5.3.3 沉积物重金属形态构成 |
| 5.4 柳江流域表层沉积物中重金属的富集机理 |
| 5.4.1 表层水中重金属的存在形式 |
| 5.4.2 沉积物重金属累积的影响因素 |
| 5.4.3 沉积物重金属形态变化的影响因素 |
| 5.5 重金属来源污染评价 |
| 5.6 小结 |
| 第6章 野生鱼重金属生物富集特征及其影响 |
| 6.1 概况 |
| 6.2 野生鱼重金属生物富集特征及其影响 |
| 6.2.1 野生鱼重金属浓度 |
| 6.2.2 不同鱼种重金属生物富集特征 |
| 6.2.3 不同采样位置野生鱼重金属富集特征 |
| 6.3 重金属环境胁迫对生物富集的影响 |
| 6.4 沉积物重金属形态与重金属生物富集 |
| 6.5 重金属生物富集与理化性质的关系 |
| 6.6 小结 |
| 第7章 柳江流域垂钓野生鱼重金属富集与健康评价 |
| 7.1 研究区概况 |
| 7.2 野生鱼重金属污染程度 |
| 7.3 野生鱼重金属健康评价 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 结论 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.1.1 黄河三角洲土壤重金属污染特征 |
| 8.1.2 黄河三角洲土壤重金属健康效应 |
| 8.1.3 柳江流域河流重金属污染 |
| 8.1.4 野生鱼重金属生物富集特征及其影响 |
| 8.1.5 柳江流域垂钓野生鱼重金属生物富集与健康评价 |
| 8.2 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（10）天然有机质影响下铁氧化物转化过程中Pb、Cu和有机碳的微观固存机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境中的重金属 |
| 1.1.1 重金属污染概况 |
| 1.1.2 重金属铜、铅的危害 |
| 1.1.3 土壤中的重金属污染 |
| 1.2 环境中的铁氧化物 |
| 1.2.1 铁氧化物的分布和种类 |
| 1.2.2 水铁矿(ferrihydrite) |
| 1.2.3 针铁矿(goethite) |
| 1.2.4 赤铁矿(hematite) |
| 1.2.5 铁氧化物的环境行为 |
| 1.3 环境中的天然有机质 |
| 1.3.1 天然有机质概述 |
| 1.3.2 NOM的环境行为 |
| 1.3.3 NOM的提取方法 |
| 1.3.4 HA与FA的异质性 |
| 1.4 “铁氧化物-重金属-有机质”动态相互作用 |
| 1.4.1 铁元素在氧化还原反应界面上的行为 |
| 1.4.2 水铁矿在氧化还原界面上的环境行为 |
| 1.4.3 水铁矿转化过程中有机质和重金属的环境行为 |
| 1.5 电子显微技术 |
| 1.5.1 电子显微技术概述 |
| 1.5.2 电子显微技术在环境领域的应用 |
| 1.6 同步辐射技术 |
| 1.6.1 同步辐射概述 |
| 1.6.2 同步辐射在环境领域的应用 |
| 1.7 本文研究意义与研究内容 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 主要研究内容 |
| 1.7.3 技术路线图 |
| 第二章 铁氧化物转化过程中Pb的环境行为及其微观固存机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2.2 水铁矿的合成与转化 |
| 2.2.3 低pH化学提取实验 |
| 2.2.4 X射线衍射(XRD) |
| 2.2.5 球差校正扫描透射电子显微镜(Cs-STEM) |
| 2.2.6 扩展X射线吸收精细结构(EXAFS) |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 水铁矿转化与Pb的化学释放特性 |
| 2.3.2 水铁矿转化不同时间点Pb在铁氧化物纳米颗粒上的微观分布 |
| 2.3.3 水铁矿转化过程中铁氧化物晶胞参数以及晶体结构的变化 |
| 2.3.4 水铁矿转化过程中Pb的存在形态 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 HA、Pb对水铁矿转化过程的影响以及该过程中Pb、C的释放行为及其微观机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 水铁矿的合成与转化 |
| 3.2.3 X射线衍射(XRD) |
| 3.2.4 低pH化学提取实验 |
| 3.2.5 流动搅拌实验(stirred flow) |
| 3.2.6 球差校正扫描透射电子显微镜(Cs-STEM) |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 HA与Pb对铁氧化物转化速率的影响 |
| 3.3.2 HA与Pb在水铁矿转化过程中的固存释放行为 |
| 3.3.3 水铁矿转化过程中HA与Pb在铁氧化物纳米颗粒上的微观分布特征 |
| 3.3.4 水铁矿转化过程中HA与铁氧化物相互作用的微观机理 |
| 3.3.5 HA存在下水铁矿转化过程中Pb与铁氧化物相互作用的微观机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Pb(II)增加HA在赤铁矿上吸附的微观机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 吸附实验 |
| 4.2.3 傅里叶转换红外光谱分析(FTIR) |
| 4.2.4 球差校正扫描透射电子显微镜(Cs-STEM) |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Pb对HA吸附赤铁矿的增强效果 |
| 4.3.2 Pb和HA存在下赤铁矿的微观形貌 |
| 4.3.3 Pb和HA在赤铁矿上的微观分布 |
| 4.3.4 影响HA在赤铁矿上分布的微观机制 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 FA和 HA对水铁矿转化过程中铁氧化物上Cu释放动力学特性的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验试剂与仪器 |
| 5.2.2 水铁矿共沉淀的合成与转化 |
| 5.2.3 动力学释放实验(stirred flow) |
| 5.2.4 球差校正扫描透射电子显微镜(Cs-STEM) |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 FA/HA对铁氧化物不同转化时间点Cu释放动力学的影响 |
| 5.3.2 FA/HA对铁氧化物转化微观形貌的影响以及Cu的微观分布特性 |
| 5.3.3 FA/HA在铁氧化物纳米颗粒上的分布特性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 FA、HA影响下水铁矿转化过程中Cu、C的固存特性及其微观机理 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验试剂与仪器 |
| 6.2.2 水铁矿共沉淀的合成与转化 |
| 6.2.3 低pH化学提取实验 |
| 6.2.4 X射线衍射(XRD) |
| 6.2.5 球差校正扫描透射电子显微镜(Cs-STEM) |
| 6.2.6 扩展X射线吸收精细结构(EXAFS) |
| 6.2.7 X射线光电子能谱(XPS) |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 Cu、FA、HA对水铁矿转化过程的影响 |
| 6.3.2 Cu、FA、HA在水铁矿转化过程中的宏观分布特征 |
| 6.3.3 水铁矿转化过程中铁氧化物上Cu的微观分布 |
| 6.3.4 水铁矿转化过程中铁氧化物上FA/HA的微观分布 |
| 6.3.5 水铁矿转化过程中Cu形态变化 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要创新点 |
| 7.2 全文主要结论 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 第二章 附录图表 |
| 第三章 附录图表 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
四、有机物对黄河水中重金属与沉积物相互作用的影响(英文)（论文参考文献）
- [1]清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究[D]. 开晓莉. 宁夏大学, 2021
- [2]近20年来我国沉积物环境与污染控制研究进展与展望[J]. 范成新,刘敏,王圣瑞,方红卫,夏星辉,曹文志,丁士明,侯立军,王沛芳,陈敬安,游静,王菊英,盛彦清,朱伟. 地球科学进展, 2021(04)
- [3]微塑料对典型有机污染物和重金属离子的吸附及机理研究[D]. 邹继颖. 东北师范大学, 2021(09)
- [4]辽河口湿地土壤有机碳来源及分子结构特征对汞甲基化的影响[D]. 张仕伟. 沈阳大学, 2021(06)
- [5]山东半岛近海及河口区胶体物质的地球化学特征及环境指示意义[D]. 卢玉曦. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2020(01)
- [6]矿井水中典型重金属形成机理与被动处理技术研究[D]. 王甜甜. 煤炭科学研究总院, 2020(08)
- [7]双齿围沙蚕应对典型环境变化的行为特征[D]. 孟珊. 上海海洋大学, 2020
- [8]甘肃定西关川河巉口段环境污染评价[D]. 王瀚生. 兰州大学, 2020(01)
- [9]重金属污染的扩散迁移及其健康风险评价 ——以三角洲和河流为例[D]. 缪雄谊. 中国科学技术大学, 2020
- [10]天然有机质影响下铁氧化物转化过程中Pb、Cu和有机碳的微观固存机制[D]. 卢阳. 华南理工大学, 2020(02)