一、天然水体中金属污染物的来源迁移及控制（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》文中研究说明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。
吴进[2]（2021）在《金属有机框架改性及其富集放射性核素和重金属的研究》文中认为核能利用过程中不可避免地产生多种放射性核素和重金属离子,严重危害着生态环境。吸附法是去除放射性污染物最有效的方法之一,该方法的关键是利用高性能吸附剂材料。金属有机框架（MOF）材料具有大比表面积和高孔隙率等优点,所以是吸附放射性污染物的理想材料。然而,研究结果表明大多数MOF材料不能满足放射性污染治理的需求,其吸附性能有待进一步提高。本研究通过改性MOF材料,提高其吸附放射性核素和重金属离子的性能并研究其吸附机理,最终制备出满足工程应用的MOF复合材料。论文内容主要包括:（1）利用简易的合成方法将乙二胺四乙酸（EDTA）修饰在MOF（UiO-66）的孔道中,合成了 EDTA修饰的UiO-66（UiO-66-EDTA）吸附材料。表征数据证明其具有稳定的八面体结构,且表面含有丰富的羧基和胺基官能团。因EDTA中的官能团具有相对“硬”的和相对“软”的化学特性,所以该材料能高效吸附“硬酸”Eu3+、“软酸”Hg2+和“交界酸”Pb2+,批实验结果表明其最大吸附容量分别为195.2、371.6和357.9 mg.g-1,对11种共存金属离子的去除效率达到99%以上。分析结果表明金属离子与该材料表面的羧基（-COOH）和叔胺基团（C-N（C）-C）产生络合反应是吸附的主要机理。（2）针对典型的放射性Sr2+和Cs+污染物,改进了现有的合成方法,成功制备了-SO3H修饰的UiO-66-NH2材料（UiO-66-NH-SO3H）。批实验结果表明UiO-66-NH-SO3H能选择性吸附核素Sr2+和Cs+,其最大吸附容量分别为173.3和218.0 mg·g-1。X射线光电子能谱（XPS）和傅里叶变换红外光谱（FT-IR）的结果分析及实验结果表明该材料吸附核素的吸附机理是金属离子与-SO3H络合、静电吸引和离子交换。（3）针对放射性废水中难去除的99Tc污染物,宏量制备了 Th-Ni MOF材料,并通过简便的方法进一步改性Th-Ni MOF材料,成功得到了无纺布和MOF的复合工程材料（Th-Ni@PP）。批实验结果表明Th-Ni@PP能快速高效选择性吸附Re（VII）（放射性99Tc的类似物）,最大吸附容量高达286.6 mg.g—1。批实验结果和微观表征结果证明离子交换、配位络合和静电吸附是该材料吸附核素的作用机理。该MOF复合工程材料合成方法和高效吸附Re（VII）的结果为MOF材料工程化应用去除放射性99Tc核素提供了重要参考。
张盛楠,王新雁,罗樨,叶子蔚,张巧玲,杨云珺[3]（2021）在《金属污染物在城市给水管网迁移转化规律研究现状》文中研究指明城市给水管网在长期运行过程中产生的大量腐蚀管垢,对饮用水中残存的重金属污染物具有极大的吸附能力和吸附容量。由于重金属污染物具有难于降解、易于迁移和转化的特性,在适当的条件下会由腐蚀垢中释放并进入饮用水,危害人体健康。从管网饮用水重金属污染的原因、现状、管垢中常见重金属污染物的存在形态、影响管网重金属释放的因素四个方面,总结了目前国内外对于重金属污染物在饮用水管网内迁移转化的研究成果,以期为给水管网重金属释放控制技术的研究提供借鉴。
冯新斌,曹晓斌,付学吾,洪冰,关晖,李平,王敬富,王仕禄,张干,赵时真[4]（2021）在《环境地球化学研究近十年若干新进展》文中进行了进一步梳理环境地球化学学科在中国生态文明和美丽中国建设、国际环境公约履约及过去全球变化研究中发挥着越来越大的作用。本文简要回顾了中国过去十年在环境地球化学领域的部分研究进展,介绍了汞、持久性有机污染物和其他重金属污染物长距离传输研究进展;总结了汞、镉、锑、铊等非传统稳定同位素在地表生物地球化学循环过程中的同位素分馏规律及污染来源和环境过程示踪方面的研究进展;回顾了传统稳定同位素地球化学与污染示踪及过去全球变化方面的研究进展。指出了以上研究方向还存在的问题及未来研究方向。
郭文景,张志勇,闻学政,张瀚文,王岩[5]（2021）在《长江下游居民区降水地表径流的污染特征》文中进行了进一步梳理城市地表径流是重要非点源污染源之一,其研究对于我国城市水环境质量控制具有重要的现实意义.本文选择我国长江下游地区典型居民区下垫面作为研究对象,采集不同下垫面的多场降雨径流,探究分析其中主要金属污染物和溶解性有机质（DOM）的分布、结构特征和污染负荷.结果发现,不同下垫面地表径流中重金属均呈现一定程度的超标现象,其浓度由高到低排序为:Zn>Cu>Pb>Sb>Cd,不同下垫面地表径流污染特征呈现了显着的差异,交通主干道的金属和DOM污染均最为严重;不同下垫面有机质结构特性也呈现出了明显的差异;地表径流DOM与阳离子金属污染物（Cu）的结合作用强烈,紫外差分光谱和傅里叶变换红外光谱显示其结合位点位于羧基、酚羟基和CC结构,而类金属污染物（Sb）则结合较弱,其在径流中可能以游离态存在;研究区域不同金属污染物对临近水体产生的污染年负荷依次为:Zn>Cu>Pb>Sb>Cd,无锡和南京采样区DOM的单位面积污染负荷分别为0.93 g·（m2·a）-1和8.72 g·（m2·a）-1.结果表明需要针对不同下垫面属性和不同污染物结构特征开展对应的污染拦截措施,相关结果可以为长江下游流域水环境质量改善提供参考信息.
王文静[6]（2020）在《黄钾铁矾的还原-重结晶特征及负载铬的迁移转化规律研究》文中进行了进一步梳理酸性矿山废水（acid mine drainage,AMD）具有低p H、高SO42-浓度、高Fe3+浓度和高重金属浓度的特征。在AMD环境中易于形成铁硫酸盐次生矿物如黄钾铁矾等。AMD环境中重金属（如,铬）的地球化学循环过程与黄钾铁矾的形成和转化密切相关。重金属可以与黄钾铁矾共沉淀或吸附在黄钾铁矾表面,然而,随着环境条件的改变,亚稳态的黄钾铁矾会向更稳定的晶相转化,并导致固定在矿物内的重金属的迁移转化。本研究在厌氧条件下,探讨分析了异化铁还原菌shewanella oneidensis MR-1（S.oneidensis MR-1）和Fe（Ⅱ）对黄钾铁矾的还原-重结晶机制及Cr的迁移转化行为的影响特征。主要研究结果如下:（1）采用水热法合成的纯黄钾铁矾（0Cr-J）和两种不同Cr负载量的黄钾铁矾（1.0Cr-J和10.0Cr-J）均为黄色粉末状,Cr负载没有明显改变黄钾铁矾的颜色和形貌。XRD图谱显示Cr负载没有改变黄钾铁矾的晶型结构,且合成的黄钾铁矾衍射峰峰强较强、毛刺不多,可见合成的黄钾铁矾晶型较好。SEM结果表明三种黄钾铁矾晶体尺寸比较均匀,均呈现光滑的（椭）球形,并且随着Cr负载量的增大,黄钾铁矾的晶体逐渐变小,比表面积逐渐增大。（2）S.oneidensis MR-1还原溶解负载Cr黄钾铁矾过程中,Cr负载能够增强黄钾铁矾的生物稳定性,从而抑制黄钾铁矾的溶解转化。在不含Cr实验组,黄钾铁矾相转变产物为蓝铁矿和针铁矿;而在负载Cr实验组,二次矿物仅为蓝铁矿。实验过程中,黄钾铁矾结构内有少量的Cr溶出,进入水体,随后又被吸附于新形成的二次矿物上。固相中Cr形态分析表明,黄钾铁矾中的Cr由原来的残渣态逐渐转化为不定型铁结合态,固相中Cr释放的风险增大。且XPS检测结果表明,矿物中部分Cr（Ⅵ）被还原生成毒性更低的Cr（Ⅲ）。（3）溶液中的Fe（Ⅱ）能促进黄钾铁矾的还原性溶解及相转变,Fe（Ⅱ）也能将矿物中的Cr（VI）还原为毒性和迁移性更低的Cr（III）。黄钾铁矾的转化程度和次生矿物的类型及形成时间受Fe（II）浓度的影响。0.5 m M Fe（Ⅱ）条件下,黄钾铁矾部分晶相转化为针铁矿,而2 m M Fe（Ⅱ）条件下,黄钾铁矾的特征峰完全被纤铁矿所代替。纤铁矿倾向于向热力学更稳定的矿物相针铁矿转化,但2 m M Fe（Ⅱ）条件下并未检测到针铁矿的生成,猜测可能由于Fe（Ⅱ）还原Cr（VI）生成的Cr（III）会和黄钾铁矾溶出的Fe（III）反应,生成的Cr（III）-Fe（III）氢氧化物附着在矿物表面阻塞电子传递过程,阻碍了次生矿物的发育。Fe（Ⅱ）还原溶解黄钾铁矾过程中,固相中吸附态Cr和不定型铁结合态Cr所占比例增加,Cr的迁移性增强,潜在环境风险增大。本研究揭示了异化铁还原菌S.oneidensis MR-1和还原性物质Fe（II）对含Cr黄钾铁矾的还原性溶解机制及Cr的迁移转化行为。这有助于进一步认识黄钾铁矾还原性溶解和重金属Cr归趋之间的相互影响,为矿区Cr污染治理提供理论依据。
李楠[7]（2020）在《分层型水库水体不同混合状态溶解氧变化对铁锰污染控制影响机制》文中研究说明近年来,分层型湖库底层水体季节性厌氧及其诱发沉积物铁、锰释放带来的环境问题和生态健康风险在全世界范围内引起广泛关注。自然或人为作用下的水体混合可以有效地补充水体溶解氧并对铁锰污染进行原位控制。本文以金盆水库为研究对象,采用多参数水质在线分析仪、微电极和薄膜扩散技术等水质原位监测技术,通过对自然状态及扬水曝气系统运行过程水体不同混合状态下的水体和沉积物中的溶解氧和铁锰浓度及形态的变化过程进行原位监测,同时结合实验室模拟实验,重点研究了①金盆水库分层过程等温层水体及沉积物耗氧特性研究;②水体不同混合状态溶解氧对沉积物铁锰污染释放的影响;③人工强制混合充氧对水库水体铁锰污染的原位控制;④人工诱导持续自然混合过程与铁锰污染原位控制。主要的研究成果包括:（1）定量计算了金盆水库分层过程中等温层水体及沉积物需氧量（SOD）,并在此基础上探明了等温层水体及沉积物-水界面的溶解氧消耗过程及特征。扬水曝气系统安装前分层期等温层水体耗氧速率为955 kg/d,经过系统多年运行,2014、2016和2017年等温层水体耗氧速率分别为219 kg/d、208 kg/d和403 kg/d。藻类爆发显着增加了等温层水体的耗氧速率,2015年硅藻爆发后等温层水体耗氧速率为703 kg/d。SOD由沉积物氧吸收通量（JO2）和还原性物质释放通量（Fred）组成,共占据等温层需氧量的54.2～75%。分层初期SOD为0.534 mg/m2/d,JO2占比约为72.3%;分层末期SOD为0.386 mg/m2/d,Fred占比约为56.5%。建立了基于菲克定律（Fick’s law）和米氏动力学（Michaelis-Menten kinetics）的分层型水库SOD模型（（?））,并利用实测数据对该模型进行了验证。（2）阐明了水体不同混合状态溶解氧对沉积物铁锰污染释放的影响。通过对比分析不同混合状态上覆水体溶解氧、温度变化过程对原位沉积物上覆水、间隙水以及沉积物铁锰污染物垂向浓度及形态分布的影响,结果表明:沉积物间隙水中溶解态铁锰垂向浓度梯度是其向表层沉积物扩散和界面释放的主要驱动力;上覆水溶解氧浓度降低和温度升高显着增加了间隙水溶解态铁锰浓度,在厌氧条件下,随上覆水温度由6℃升高至12℃,JFe迅速由0.96 mg/m2/d增加至10.65 mg/m2/d,JMn由1.3 mg/m2/d增加至12.35 mg/m2/d;间隙水溶解态锰持续地垂向迁移过程导致表层沉积物锰的有效态占比高达90%以上。（3）揭示了人工强制混合充氧对水库水体铁锰污染的原位控制过程。人工强制混合充氧不仅可以通过氧化水体中溶解态铁锰、控制水库水体溶解态铁、锰浓度小于0.1 mg/L,还可以在沉积物-水界面处建立一个1～2 mm好氧层,从而有效地阻止沉积物铁锰的释放过程;人工强制混合充氧过程可将径流输入的溶解态铁锰氧化去除,其中,溶解态铁去除速率为0.01 mg/L/d,溶解态锰去除速率为0.002 mg/L/d;氧化、沉降的铁锰颗粒在表层沉积物中还原后,被上述好氧层抑制在沉积物-水界面。由于铁锰离子氧化还原电位的差异性,溶解态锰不断在沉积物界面处积聚,而溶解态铁不断沉积物内部迁移,沉积物-水界面处JMn由5.1 mg/m2/d增加至14.3 mg/m2/d,而JFe降低至0.3 mg/m2/d以下;随水体颗粒态铁锰沉降达到平衡时,界面处溶解态锰不断向沉积物吸附,JMn逐渐降低至4.6 mg/m2/d。（4）提出了人工诱导水库水体持续自然完全混合的方法,持续原位控制水体铁锰污染。通过扬水曝气系统运行将水库水体提前完全混合,在秋季持续自然混合的作用下水库自然完全混合期由3个月增加至5个月以上,水体自发的上下混合,溶解氧浓度持续维持在8 mg/L以上,控制水体铁锰浓度始终低于0.05 mg/L,达到了延长自然混合过程和持续改善水质目的;实现上述过程的条件是扬水曝气系统将水体完全混合时的水体温度应持续高于流域日平均气温;人工诱导持续自然完全混合过程水体铁锰浓度始终低于0.05 mg/L,沉积物JMn由4.8mg/m2/d逐渐降低至3.79 mg/m2/d,而JFe则难以检出。
杜勇明[8]（2020）在《贵屿电子垃圾拆解区水土环境中锑污染及其修复》文中提出在电子垃圾拆解区中,非正规的电子垃圾拆解活动是金属污染的主要来源。许多有毒有害的金属会残留在电子垃圾拆解区并扩散到周围的水土环境中,从而造成进一步的污染。因此,需要去评估和修复电子垃圾拆解区污染场地。但是,以往大多数学者仅研究了电子垃圾拆解区中的常规金属（如Cu、Cd、Pb和Zn等）,而对Sb、Sn等金属的研究较少,电子垃圾拆解活动对环境的实际影响可能会被低估。因此,有必要对电子垃圾拆解区周围环境中金属的污染分布和迁移规律进行系统的研究,同时针对污染严重的金属进行修复以保护环境和人类的健康。本文以贵屿镇某典型电子垃圾拆解区为研究区域,研究该区域的电子垃圾焚烧地、附近水稻田土壤和溪流沉积物中金属的污染分布和迁移规律,运用地累积指数法评估其污染程度,分析水稻中金属的富集转移规律,并用危害商（HQ）评估水稻中金属对人体的健康风险。然后,以练江为研究对象,研究该区域的表层沉积物中金属的污染特征和来源,运用地累积指数法评估其污染程度,运用潜在生态风险评估指数法评估其生态风险,同时分析水葫芦中金属的富集转移规律。最后,通过室内盆栽试验,利用白花鬼针草去修复Sb污染土壤,主要结论如下:（1）在水平分布上,电子垃圾焚烧地表层土壤中金属的含量显着高于水稻田表层土壤和溪流表层沉积物（p<0.05）。结果表明:电子垃圾焚烧地表层土壤中Ag、Sb、Sn和Zn处于极重度污染,其平均含量分别是47.9、5003、2527和2978 mg·kg-1,分别是广东省土壤背景值的484、12202、683和82倍;水稻田表层土壤中Cd、Sb、Sn和Zn处于极重度污染,其平均含量分别是3.15、1863、517和3126 mg·kg-1,分别是广东省土壤背景值的77、4544、140和86倍;溪流表层沉积物中Sb、Sn处于极重度污染,其平均含量分别为294和251 mg·kg-1,分别是广东省土壤背景值的717和68倍。总体来看,Sb和Sn是该区域环境中主要的金属污染物。（2）在垂直分布上,电子垃圾焚烧地、水稻田土壤和溪流沉积物中金属均随着深度粒收对健的康。。人增风所体危加险有健害,较康金商先高属风（H增。中险Q加,极）后只大表下;有明P降Mb:o以、水、至MC稻n趋r植、和于株MM稳n中o定和的S。b N H水i和Q的稻S分n植B C别的株F为中H 4Q1金.8,分属、说别2的.明1为分这和2布5些1.规.52金律和(属为H3很0Q:.6容根(?易>?H叶被,Q>水对茎?人稻>?谷吸,体（3）在空间分布上,由于贵屿镇电子垃圾拆解活动的影响,流经贵屿的练江支流表层沉积物金属污染比干流更严重。地累积指数表明:练江支流表层沉积物中Ag、Cd、Cu和Sb处于极重度污染,Co、Ni、Pb和Sn处于重度污染;练江干流表层沉积物中Sb处于重度污染,Ag、Cd、Cu、Sn和Zn处于中度污染。潜在生态风险评估指数表明:练江支流表层沉积物RI的平均值是4768.98,处于极高生态风险;练江干流表层沉积物RI的平均值是797.44,处于高生态风险。相关性表明:Ag、Ni、Cd、Cu、P来水b源葫、S芦于b中电、S子An g垃和、圾CZdn拆、含解Cr量活、呈动C显u。、着金S相b属、关在S（水n p葫和<芦Z0.n0中1的的）含,含说量量明比由这较高些高到金,低说属顺明可序水能基葫具本芦有为对相:水同根体来中源茎这,叶主些。要金属污染物有一定的净化能力。（4）室内试验表明:当土壤中Sb浓度为10、50和100 mg·kg-1时,白花鬼针草对Sb有很好的耐性;当土壤中Sb浓度为250、500和1000 mg·kg-1时,白花鬼针草对Sb也有一定的耐性。在一定浓度下,随着土壤中Sb浓度的增加,可促进白花鬼针草对Sb吸收。白花鬼针草对Sb的富集系数和转移系数均小于1,但是其转移系数大于富集系数,说明白花鬼针草比较容易将土壤中的Sb转移到地上部,可以通过多次收割植物地上部来达到修复的目的,是一种很有潜力的Sb污染修复植物。而且,DGT技术是一种评价污染土壤中Sb的生物有效性比较好的方法。
吕红[9]（2019）在《贵州阿哈水库水体及悬浮物重金属来源与迁移特征研究》文中研究表明水环境中的悬浮颗粒物作为重金属元素的重要载体,影响着水体中重金属元素的来源、迁移和转化过程,但目前国内外针对湖库水体中悬浮颗粒物重金属的研究还相对较少。本文选取贵阳市饮用水源地之一的阿哈水库作为研究对象,分别在2018年1月、4月、7月、10月对主要支流（游鱼河、沙河、白岩河）和库区内大荒坡、中曹司、南郊水厂、金钟河四个剖面分层位采集水样;测定水体基本理化参数（T、pH、DO等）,水体N、P、Si类营养盐浓度和Cr、Mn、Fe、Co、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb十种重金属元素在水体和悬浮颗粒物中的浓度;通过Pearson相关性分析法、聚类分析法、主成分分析法、化学计量比法,探究水体及悬浮颗粒物中重金属的来源及地球化学行为,辨识不同层位重金属元素分配系数的主要影响因素,最后结合多元线性模型进一步阐明不同层位Mn的具体配分模式。得出如下结论:（1）阿哈水库属于水体偏碱性的底部季节性缺氧的不完全分层湖库。在1月,水体混合均匀无分层现象;4月、10月为单温跃层结构,其温跃层深度分别为08m和1820m;7月为双温跃层结构,水体的08m和1620m为温跃层;水体的其他理化参数及营养盐组成在剖面上存在和温跃层一致的突变层位。营养盐的时空分布差异主要是受其来源、水体中发生的生物同化吸收作用、硝化/反硝化作用的影响,并与内源死亡生物体及有机质、颗粒物等分解释放作用有关。（2）重金属元素的来源、水化学分层、沉积物释放及生物同化吸收共同导致了溶解态重金属的时空差异;研究区溶解态重金属按来源可分为三类,即主要受岩石风化、矿山废水排放影响的Fe、Mn、Co、Ni、Cu,受周围铅锌矿开采影响的Zn、Pb;主要受农业活动及工业活动影响的As、Cr、Cd。水体悬浮颗粒态重金属除受上述外源输入以外,还受到水库内部吸附、解吸、物理沉降等过程的显着影响。（3）铁、锰循环控制着研究区水体溶解态重金属元素的迁移转化过程。水体NH4+-N、DSi、NO3–-N等营养盐与溶解态重金属元素的协同变化指示复合污染过程。悬浮颗粒物中重金属主要受重金属元素本身的吸附解吸过程、以及厌氧条件下死亡生物体和有机污染物的分解作用等的影响。（4）水体重金属元素随水体层位变化表现出差异化的配分特征。上部水体（09m）中悬浮颗粒物中仅Co、Cd处于解吸附状态,水体中多种溶解态重金属（Cr、Fe、Co、Cu、Pb）与营养盐间可能存在拮抗效应,金属元素在液相-悬浮颗粒相间配分主要受外源输入、有机氮矿化以及生物活动的影响;下部水体（1220m）的悬浮颗粒物中Cr、Fe、Ni、Cd、Pb均处于解吸附状态,水体中溶解态重金属与总溶解磷、磷酸根、铵根、溶解硅等营养盐间存在协同作用,还原条件下复合污染物的分解作用向水体中释放Mn和其他营养盐。根据不同层位Mn在固-液相分配系数与其他参数间的多元线性模型得到:上部水体中,溶解态Mn与NH4+存在协同效应,除受外源输入影响外还可能主要受有机络合态污染物的影响;下部水体中,溶解态Mn与NH4+及P、Si营养盐均存在协同效应,氧化还原条件及水环境Mn的重要存在载体（颗粒态污染物、死亡生物体、有机氮及沉积物等）的循环等共同控制了下部水体中Mn的地球化学行为。
沈靖怡[10]（2019）在《供水管网管垢对铬的吸附释放特性研究》文中指出供水管网管垢是重金属元素蓄积的主要场所,当管网水力、水质条件发生变化时,可能会导致重金属污染物的突发性释放,增大饮用水风险。本文首先对供水管网中的四种管垢进行特征分析,为后续实验打下基础;其次选取灰口铸铁管管垢作为样品,将其分为内外两层,分别以六价铬和三价铬作为研究对象,从影响因素和动力学两个方面对管垢中铬的吸附释放特性进行了研究,探究影响因素对灰口铸铁管管垢吸附释放铬的影响,对比分析管垢对不同价态铬的吸附释放过程,最后建立吸附释放模型。主要结论如下:（1）灰口铸铁管管垢中各元素的三态总含量（即弱酸提取态、可还原态及可氧化态）均表现为疏松多孔层最少,说明三层管垢中,表层和硬壳层重金属的迁移能力最大,疏松多孔层中元素活性较差。（2）一方面,内层管垢的物理结构和晶体组成决定了其具有更多的吸附位点;另一方面,内层管垢中的铬元素主要以活性较低的氧化态和无生物有效性的残渣态存在,在不同的环境条件下,相较于金属活性更高的外层,水溶液中的铬更容易被吸附并稳定固定于内层中,因此在单因素实验中,内层管垢对六价铬/三价铬的吸附率均略高于外层管垢,但内外层管垢的吸附曲线变化趋势相似。（3）水中铬的初始浓度、pH、温度、反应时间四种因素均对内外层管垢吸附六价铬/三价铬产生了一定的影响。总体看来,较高的铬初始浓度以及温度为15～25℃的偏碱性环境导致铬在管垢中有相对较高的吸附累积量。（4）内外层管垢吸附六价铬的动力学过程均同时符合Lagergen非线性准二级动力学模型、Elovich动力学模型和Webber-Morris颗粒内扩散模型。（5）相较于内层,外层管垢中铬的存在形态和三态加和百分比决定了其具有更高的活性和迁移能力,因此在单因素实验中,外层管垢中六价铬/三价铬的释放量均略高于内层管垢,但内外层管垢的释放曲线变化趋势相似。（6）pH、SO42-浓度、Cl-浓度、温度四种因素均对内外层管垢释放六价铬/三价铬产生了一定的影响。为抑制重金属释放,应调节水质处于中性偏碱性的环境,同时将SO42-和Cl-浓度控制在较低值,并注意水温变化对重金属释放的影响。进一步的管垢六价铬释放正交实验表明,影响释放过程的因素各水平条件下铬释放量差异极显着。结合实际运行经验可知,从管网运行初期直至稳定期,降低铬释放量的因素最优水平为:温度为5℃,pH=7,SO42-与Cl-浓度均为50 mg/L。（7）内外层管垢释放六价铬的动力学过程均同时符合Elovich动力学模型和准二级动力学模型。（8）铬在灰口铸铁管管垢中的吸附释放过程受其价态影响,相较于三价铬,六价铬在水-垢之间的迁移能力更强。（9）管垢对铬的吸附机理:在反应初始阶段,管垢依靠比表面积和吸附空位对溶液中较高浓度的铬进行物理吸附,吸附速率较快;随着管垢表面吸附位点的饱和,开始通过表面交换反应吸附铬,此时的吸附过程由管垢外表面静电力引起,形成外圈化合物;随着反应时间的继续推进,铬与管垢表面的某些官能团发生表面络合或螯合作用,形成内圈化合物,此阶段为化学吸附,吸附速率较慢,最后直至趋于平衡。（10）管垢中铬的释放机理:释放过程可能由多种复杂反应机制控制,在释放的初始阶段,铬的释放速率较快,此时被解吸的是非专性吸附部分,此部分主要是金属离子在双电层中以库仑力与垢结合,容易解吸;随着反应时间的继续推进,开始解吸专性吸附部分,此部分主要是金属离子与垢形成的内圈化合物,解吸速率渐缓,最后直至趋于平衡。
二、天然水体中金属污染物的来源迁移及控制（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、天然水体中金属污染物的来源迁移及控制（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）金属有机框架改性及其富集放射性核素和重金属的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 核能发展产生的金属污染物 |
| 1.1.1 放射性核素污染现状 |
| 1.1.2 重金属污染现状 |
| 1.2 去除金属污染物的主要方法 |
| 1.2.1 离子交换法 |
| 1.2.2 化学沉淀法 |
| 1.2.3 电凝聚法 |
| 1.2.4 吸附法 |
| 1.3 MOF材料概述 |
| 1.3.1 MOF材料的合成 |
| 1.3.2 MOF的应用 |
| 1.4 论文研究意义和依据 |
| 第2章 吸附技术中主要研究方法和理论 |
| 2.1 批实验法 |
| 2.1.1 吸附动力学 |
| 2.1.2 吸附热力学 |
| 2.2 吸附机理主要研究技术 |
| 2.3 理论计算 |
| 第3章 EDTA改性UiO-66吸附水中的Eu(Ⅲ)、Hg(Ⅱ)和Pb(Ⅱ) |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂和仪器 |
| 3.2.2 UiO-66及其改性材料的合成 |
| 3.2.3 吸附实验 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 材料的表征 |
| 3.3.2 批实验 |
| 3.3.3 XPS分析与机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 磺酸功能化UiO-66-NH_2富集水中的Sr~(2+)和Cs~+ |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂和仪器 |
| 4.2.2 材料的制备 |
| 4.2.3 批实验 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 材料的表征 |
| 4.3.2 批吸附实验 |
| 4.3.3 吸附机理研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 MOF-聚丙烯复合材料富集Re(Ⅶ)的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂和仪器 |
| 5.2.2 材料的制备 |
| 5.2.3 批实验 |
| 5.3 结果和讨论 |
| 5.3.1 吸附剂材料的表征分析 |
| 5.3.2 批实验 |
| 5.3.3 材料的吸附机理研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 全文总结与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 论文创新点 |
| 6.3 研究工作的展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表或接收的学术论文 |
（3）金属污染物在城市给水管网迁移转化规律研究现状（论文提纲范文）
| 1 饮用水重金属污染的原因 |
| 1.1 水源水污染 |
| 1.2 残留水处理药剂污染 |
| 1.3 管材中重金属的释放 |
| 1.4 水源切换 |
| 1.5 消毒剂改变 |
| 2 给水管网中重金属污染研究现状 |
| 3 管垢中重金属的存在形态 |
| ① Fe和Al |
| ② As |
| ③ Cr和V |
| ④ Cd |
| ⑤ Mn |
| ⑥ Pb |
| 4 重金属污染物释放的影响因素 |
| 4.1 pH |
| 4.2 碱度 |
| 4.3 温度 |
| 4.4 溶解氧 |
| 4.5 SO42-和Cl- |
| 4.6 重金属之间的协同作用 |
| 5 结论与展望 |
（4）环境地球化学研究近十年若干新进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 污染物的长距离传输 |
| 1.1 汞的长距离传输 |
| 1.2 持久性有机污染物的长距离传输 |
| 1.2.1 低挥发性POPs在大气中的气-粒分配及其长距离传输意义 |
| 1.2.2 中国陆表大气POPs长距离迁移及其源-汇机制 |
| 1.2.3 印度季风和西风携带POPs向青藏高原的迁移沉降 |
| 1.2.4 中国东部海岸带及邻近海区POPs的海-气平衡 |
| 1.2.5 中国对南极和北极POPs污染的探索 |
| 1.3 其他污染物的长距离传输 |
| 2 非传统稳定同位素的环境地球化学研究及其应用 |
| 2.1 汞同位素地球化学 |
| 2.2 锑、镉同位素地球化学研究 |
| 2.3 其他新兴重金属污染物稳定同位素研究 |
| 3 传统稳定同位素与全球变化研究 |
| 3.1 泥炭稳定同位素气候代用指标研究 |
| 3.2 Clumped同位素与气候变化 |
| 3.3 微小17O同位素与气候变化 |
| 4 传统稳定同位素地球化学示踪研究 |
| 4.1 氮同位素地球化学研究新进展 |
| 4.1.1 大气氮同位素地球化学 |
| 4.1.2 生物氮同位素地球化学示踪大气氮沉降 |
| 4.1.3 水体氮同位素地球化学新进展 |
| 4.2 双碳同位素示踪体系及应用 |
| 4.3 多硫同位素相关研究 |
| 5 结语 |
（5）长江下游居民区降水地表径流的污染特征（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区域 |
| 1.2 样品采集与处理 |
| 1.3 污染负荷计算 |
| 1.4 数据分析与处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 雨水径流的重金属和DOM污染特征 |
| 2.1.1 雨水中重金属污染物特征 |
| 2.1.2 雨水径流中DOM浓度分布 |
| 2.2 雨水径流中DOM的特征信息 |
| 2.2.1 居民区径流中DOM结构特征 |
| 2.2.2 不同下垫面DOM特征指标相关性 |
| 2.3 雨水径流中DOM与典型金属的结合机制 |
| 2.4 降雨地表径流中污染负荷输入量 |
| 3 结论 |
（6）黄钾铁矾的还原-重结晶特征及负载铬的迁移转化规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 酸性矿山废水(AMD)的形成及其环境效应 |
| 1.1.1 AMD的形成及危害 |
| 1.1.2 AMD环境中铬的污染特征 |
| 1.1.3 AMD条件下的次生铁矿物 |
| 1.2 黄钾铁矾的研究进展 |
| 1.2.1 黄钾铁矾的基本性质 |
| 1.2.2 黄钾铁矾的稳定性 |
| 1.3 次生铁矿物的还原性溶解 |
| 1.3.1 异化铁还原菌的特性及其对次生铁矿物的还原作用 |
| 1.3.2 Fe(Ⅱ)介导下次生铁矿物的重结晶及重金属的再分配 |
| 1.4 选题依据及研究意义 |
| 1.5 研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 黄钾铁矾的合成与表征 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 黄钾铁矾的合成步骤 |
| 2.2.2 黄钾铁矾的表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 黄钾铁矾组成及比表面积 |
| 2.3.2 黄钾铁矾的XRD分析 |
| 2.3.3 黄钾铁矾的FTIR分析 |
| 2.3.4 黄钾铁矾的表面形态分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 S.oneidensis MR-1 还原溶解黄钾铁矾过程中铬的迁移转化机制 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 矿物合成 |
| 3.2.2 培养富集微生物 |
| 3.2.3 实验设置 |
| 3.2.4 水质参数检测 |
| 3.2.5 矿物表征 |
| 3.2.6 铬形态分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 水质参数分析 |
| 3.3.2 矿物晶型结构变化特征 |
| 3.3.3 矿物的FTIR分析 |
| 3.3.4 矿物微观形貌特征分析 |
| 3.3.5 矿物的XPS分析 |
| 3.3.6 黄钾铁矾转化过程中Cr再分配机制 |
| 3.3.7 含Cr黄钾铁矾的还原-重结晶机制 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Fe(Ⅱ)诱导黄钾铁矾还原-重结晶过程中铬的迁移转化机制 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 矿物合成 |
| 4.1.3 Fe(Ⅱ)介导下含Cr黄钾铁矾稳定性实验 |
| 4.1.4 水质参数检测 |
| 4.1.5 矿物表征和Cr形态分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 水质参数分析及矿物转变现象 |
| 4.2.2 矿物的XRD分析 |
| 4.2.3 矿物的FTIR分析 |
| 4.2.4 矿物的SEM-EDS分析 |
| 4.2.5 矿物的XPS分析 |
| 4.2.6 黄钾铁矾转化过程中Cr再分配机制 |
| 4.2.7 含Cr黄钾铁矾的还原-重结晶机制 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 一、研究结论 |
| 二、研究特色 |
| 三、不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（7）分层型水库水体不同混合状态溶解氧变化对铁锰污染控制影响机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湖泊、水库热分层及其对水质的影响 |
| 1.2.2 分层型湖库等温层水体及沉积物耗氧特性 |
| 1.2.3 湖泊、水库沉积物铁锰内源污染研究进展 |
| 1.2.4 混合充氧水质原位改善技术 |
| 1.3 课题主要研究内容 |
| 1.4 研究的技术路线 |
| 2 研究对象及材料方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集与测定 |
| 2.2.1 采样点布置 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 测定方法 |
| 2.3 数据分析 |
| 2.3.1 等温层水体需氧量计算 |
| 2.3.2 沉积物氧吸收通量计算 |
| 2.3.3 沉积物间隙水还原性污染物释放通量计算 |
| 2.3.4 沉积物需氧量计算 |
| 2.3.5 水体体积加权平均热量计算 |
| 2.3.6 水体热稳定指数计算 |
| 3 金盆水库分层过程等温层水体及沉积物耗氧特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 金盆水库分层条件下等温层水体耗氧特征研究 |
| 3.2.1 水体温度及溶解氧季节性变化规律 |
| 3.2.2 分层过程沉积物上覆水体溶解氧的变化规律 |
| 3.2.3 水体分层对等温层水体溶解氧消耗及需氧量的影响 |
| 3.3 金盆水库沉积物耗氧特征研究 |
| 3.3.1 分层过程沉积物–水界面氧吸收通量的变化规律 |
| 3.3.2 分层过程沉积物–水界面还原性物质释放通量的变化规律 |
| 3.3.3 水体分层对沉积物–水界面耗氧过程的影响 |
| 3.4 底部流速对溶解氧在沉积物–水界面传质过程影响机制 |
| 3.4.1 不同循环流速条件下水体及沉积物–水界面溶解氧分布规律 |
| 3.4.2 箱式反应器法和微电极法测定沉积物需氧量 |
| 3.4.3 水力条件对沉积物扩散边界层结构的影响 |
| 3.4.4 扩散边界层厚度预测与验证 |
| 3.4.5 金盆水库沉积物需氧量模型建立和验证 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 水体不同混合状态溶解氧对沉积物铁锰污染释放的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 水体不同混合状态温度及溶解氧分布对沉积物铁锰释放的影响 |
| 4.2.1 水体不同混合状态温度分布的变化规律 |
| 4.2.2 水体不同混合状态溶解氧分布的变化规律 |
| 4.2.3 不同混合状态上覆水溶解氧对铁锰污染物形态转化的影响 |
| 4.3 水体不同混合状态温度及溶解氧对间隙水铁锰分布的影响 |
| 4.3.1 持续好氧条件温度增加对沉积物间隙水铁锰分布的影响 |
| 4.3.2 分层厌氧条件温度增加对沉积物间隙水铁锰分布的影响 |
| 4.3.3 不同混合状态下沉积物铁锰释放通量的变化规律 |
| 4.4 铁锰污染物在沉积物中的形态分布规律 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 人工强制混合充氧对水库水体铁锰污染的原位控制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 人工强制混合充氧对沉积物铁锰污染释放的原位控制 |
| 5.2.1 分层及人工强制混合条件下水体铁锰污染物分布与变化规律 |
| 5.2.2 人工强制混合充氧对水体溶解态铁锰污染的原位控制 |
| 5.2.3 人工强制混合充氧对水体铁锰污染物形态转化的影响 |
| 5.3 人工强制混合充氧对径流输入溶解态铁锰污染控制 |
| 5.3.1 不同径流过程对库区水体铁锰污染物分布的影响 |
| 5.3.2 “蓄清排混”协同扬水曝气系统运行对径流输入水体铁锰污染的控制 |
| 5.4 人工强制混合充氧对沉积物铁锰释放的控制机制 |
| 5.4.1 溶解态铁锰污染物在沉积物–水界面处的分布规律 |
| 5.4.2 人工强制混合充氧过程对沉积物铁锰释放的原位控制 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 人工诱导持续自然混合过程与铁锰污染原位控制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 人工诱导持续自然混合过程水体温度及溶解氧分布规律 |
| 6.2.1 自然与人工诱导持续自然混合过程水体温度分布规律 |
| 6.2.2 自然与人工诱导持续自然混合过程水体溶解氧分布规律 |
| 6.2.3 自然与人工诱导持续自然混合对水体热分层稳定性的影响 |
| 6.3 人工诱导水体持续自然混合过程的作用机制 |
| 6.3.1 自然与人工诱导混合过程水体热能的变化规律 |
| 6.3.2 人工诱导水体持续自然完全混合提前发生的条件 |
| 6.3.3 环境要素与水库运行调度对水体混合过程的影响 |
| 6.4 人工诱导持续自然混合过程对铁锰污染的原位控制 |
| 6.4.1 人工诱导持续自然混合过程水体铁锰污染物的变化规律 |
| 6.4.2 人工诱导持续自然混合过程对上覆水体铁锰污染物变化的影响 |
| 6.4.3 人工诱导持续自然混合过程对沉积物铁锰污染释放的原位控制 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要研究成果及结论 |
| 7.2 研究特色与创新成果 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间的主要科研成果 |
| 致谢 |
（8）贵屿电子垃圾拆解区水土环境中锑污染及其修复（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 电子垃圾拆解区 |
| 1.1.2 电子垃圾的回收利用方式 |
| 1.1.3 电子垃圾的管控政策和法规 |
| 1.2 电子垃圾拆解区金属污染 |
| 1.2.1 土壤 |
| 1.2.2 沉积物 |
| 1.3 电子垃圾拆解区锑污染及其修复 |
| 1.3.1 锑的污染现状 |
| 1.3.2 植物修复技术 |
| 1.3.3 植物修复锑污染研究 |
| 1.3.4 白花鬼针草 |
| 1.4 梯度扩散薄膜技术(DGT) |
| 1.5 研究内容、意义和技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 土壤和水稻金属污染调查与风险评估 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.1 采样方案 |
| 2.2.2 采样 |
| 2.2.3 样品的测定 |
| 2.3 仪器与试剂 |
| 2.4 统计分析 |
| 2.5 质量保证和质量控制 |
| 2.6 结果与讨论 |
| 2.6.1 土壤和沉积物金属水平分布 |
| 2.6.2 土壤和沉积物pH和TOC垂直分布 |
| 2.6.3 土壤和沉积物金属垂直分布 |
| 2.6.4 土壤和沉积物金属的地累积指数法 |
| 2.6.5 水稻对金属富集转移的特征 |
| 2.6.6 水稻金属的健康风险评价 |
| 2.7 本章小结 |
| 第三章 河流沉积物和水葫芦金属污染调查与风险评估 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 样品采集与分析 |
| 3.2.1 采样方案 |
| 3.2.2 采样 |
| 3.3 统计分析 |
| 3.4 质量保证和质量控制 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 练江沉积物金属的水平分布 |
| 3.5.2 练江沉积物金属的地累积指数法 |
| 3.5.3 练江水葫芦对金属富集转移的特征 |
| 3.5.4 练江沉积物金属的潜在生态风险评估指数法 |
| 3.5.5 练江沉积物金属来源分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 植物修复锑污染土壤研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料 |
| 4.2.2 试验设计和样品分析 |
| 4.2.3 土壤中有效态锑的测定 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 锑对白花鬼针草生物量的影响 |
| 4.3.2 锑对白花鬼针草生长指标的影响 |
| 4.3.3 白花鬼针草与土壤中锑含量的相关性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 论文资助 |
| 附录B 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（9）贵州阿哈水库水体及悬浮物重金属来源与迁移特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水环境中的重金属污染 |
| 1.1.2 重金属源来源识别方法研究现状 |
| 1.1.3 水环境中重金属的迁移转化规律研究现状 |
| 1.1.4 悬浮颗粒物中重金属研究现状 |
| 1.1.5 前人研究不足 |
| 1.2 研究意义、内容及创新点 |
| 1.2.1 研究意义 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 1.2.3 本研究创新点 |
| 1.3 研究技术路线 |
| 第2章 研究区域与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 贵州省概况 |
| 2.1.2 阿哈水库区域概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样品采集及保存 |
| 2.2.2 样品的处理及分析 |
| 第3章 水体的基本理化参数及营养盐变化规律 |
| 3.1 水体基本理化参数的时空变化规律 |
| 3.1.1 水体基本理化参数的时间变化特征 |
| 3.1.2 水体基本理化参数的空间变化特征 |
| 3.2 营养盐的时空变化规律 |
| 3.2.1 营养盐的时间变化特征 |
| 3.2.2 营养盐的空间变化特征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 重金属的时空变化特征及来源分析 |
| 4.1 溶解态重金属的时空变化特征及来源 |
| 4.1.1 溶解态重金属的时间变化特征 |
| 4.1.2 溶解态重金属的空间变化特征 |
| 4.1.3 溶解态重金属的来源解析 |
| 4.1.4 溶解态重金属的不同源解析统计方法对比 |
| 4.2 悬浮颗粒态重金属的时空变化及来源 |
| 4.2.1 悬浮颗粒态重金属的时空变化特征 |
| 4.2.2 悬浮颗粒态重金属的来源解析 |
| 4.2.3 悬浮颗粒态重金属的不同源解析统计方法的对比 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 溶解态重金属与悬浮颗粒态重金属的迁移特征 |
| 5.1 溶解态重金属与水环境基本参数间的关系 |
| 5.1.1 溶解态重金属相互间关系 |
| 5.1.2 溶解态重金属与水体理化参数及营养盐间相互关系 |
| 5.2 悬浮颗粒态重金属与水环境基本参数间的关系 |
| 5.2.1 悬浮颗粒态重金属相互间关系 |
| 5.2.2 悬浮颗粒态重金属与水体理化参数及营养盐间相互关系 |
| 5.3 溶解态重金属与悬浮颗粒态重金属的耦合关系 |
| 5.3.1 溶解态重金属与悬浮颗粒态重金属浓度间相互关系 |
| 5.3.2 重金属在液相-悬浮颗粒相间配分模式及主要影响因素 |
| 5.3.3 不同层位Mn的简单配分模型 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（10）供水管网管垢对铬的吸附释放特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 供水管网中管垢组成研究现状 |
| 1.2.2 供水管网中重金属迁移转化研究现状 |
| 1.3 研究内容及意义 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.1 管垢样品 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 水样中重金属含量检测方法 |
| 2.3 管垢中重金属含量检测方法 |
| 2.3.1 重金属总量的测定 |
| 2.3.2 重金属不同形态的分离测定 |
| 2.4 管垢微观表征方法 |
| 2.4.1 扫描电镜(SEM) |
| 2.4.2 X射线衍射(XRD) |
| 2.4.3 X射线荧光光谱(XRF) |
| 第3章 供水管网中管垢特征分析 |
| 3.1 表观分析 |
| 3.1.1 灰口铸铁管管垢 |
| 3.1.2 镀锌钢管管垢 |
| 3.1.3 ABS三通管垢 |
| 3.1.4 闸阀管垢 |
| 3.1.5 管垢形貌成因 |
| 3.2 微观形态分析 |
| 3.2.1 灰口铸铁管管垢 |
| 3.2.2 镀锌钢管管垢 |
| 3.2.3 ABS三通管垢 |
| 3.2.4 闸阀管垢 |
| 3.3 元素组成分析 |
| 3.3.1 灰口铸铁管管垢 |
| 3.3.2 镀锌钢管管垢 |
| 3.3.3 ABS三通管垢 |
| 3.3.4 闸阀管垢 |
| 3.4 晶体结构分析 |
| 3.4.1 灰口铸铁管管垢 |
| 3.4.2 镀锌钢管管垢 |
| 3.4.3 ABS三通管垢 |
| 3.4.4 闸阀管垢 |
| 3.5 重金属元素总量分析 |
| 3.5.1 灰口铸铁管管垢 |
| 3.5.2 镀锌钢管管垢 |
| 3.5.3 ABS三通管垢 |
| 3.5.4 闸阀管垢 |
| 3.6 重金属元素形态分析 |
| 3.6.1 灰口铸铁管管垢 |
| 3.6.2 镀锌钢管管垢 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 灰口铸铁管管垢对铬的吸附研究 |
| 4.1 管垢对六价铬的吸附研究 |
| 4.1.1 吸附影响因素研究 |
| 4.1.2 吸附动力学研究 |
| 4.2 管垢对三价铬的吸附研究 |
| 4.2.1 吸附影响因素研究 |
| 4.2.2 吸附动力学研究 |
| 4.3 管垢对铬的吸附机理分析 |
| 4.3.1 吸附率对比分析 |
| 4.3.2 吸附机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 灰口铸铁管管垢中铬的释放研究 |
| 5.1 管垢中六价铬的释放研究 |
| 5.1.1 释放影响因素研究 |
| 5.1.2 释放动力学研究 |
| 5.2 管垢中三价铬的释放研究 |
| 5.2.1 释放影响因素研究 |
| 5.2.2 释放动力学研究 |
| 5.3 管垢中铬释放的正交实验 |
| 5.3.1 实验方案 |
| 5.3.2 结果分析 |
| 5.4 管垢中铬的释放机理分析 |
| 5.4.1 释放量对比分析 |
| 5.4.2 释放机理分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和科研情况说明 |
| 致谢 |
四、天然水体中金属污染物的来源迁移及控制（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]金属有机框架改性及其富集放射性核素和重金属的研究[D]. 吴进. 中国科学技术大学, 2021(09)
- [3]金属污染物在城市给水管网迁移转化规律研究现状[J]. 张盛楠,王新雁,罗樨,叶子蔚,张巧玲,杨云珺. 供水技术, 2021(02)
- [4]环境地球化学研究近十年若干新进展[J]. 冯新斌,曹晓斌,付学吾,洪冰,关晖,李平,王敬富,王仕禄,张干,赵时真. 矿物岩石地球化学通报, 2021(02)
- [5]长江下游居民区降水地表径流的污染特征[J]. 郭文景,张志勇,闻学政,张瀚文,王岩. 环境科学, 2021(07)
- [6]黄钾铁矾的还原-重结晶特征及负载铬的迁移转化规律研究[D]. 王文静. 华南理工大学, 2020(06)
- [7]分层型水库水体不同混合状态溶解氧变化对铁锰污染控制影响机制[D]. 李楠. 西安建筑科技大学, 2020
- [8]贵屿电子垃圾拆解区水土环境中锑污染及其修复[D]. 杜勇明. 广州大学, 2020
- [9]贵州阿哈水库水体及悬浮物重金属来源与迁移特征研究[D]. 吕红. 天津大学, 2019(01)
- [10]供水管网管垢对铬的吸附释放特性研究[D]. 沈靖怡. 天津大学, 2019(01)