一、扩散层模式对黄河水体沉积物表面特征的应用（论文文献综述）
刘群群[1]（2021）在《滨海河流沉积物的典型重金属质量基准确定及Cd污染原位修复研究》文中研究说明沉积物是水生生态系统重金属迁移转化重要的源和汇。近年来,沉积物重金属污染已经成为一个亟待解决的全球性环境问题。目前,我国河流沉积物重金属污染形势不容乐观,时刻威胁着水生生态系统及人体健康的安全。因此,重金属污染沉积物的有效管控迫在眉睫。然而,我国尚没有相应的河流沉积物环境质量基准或标准对沉积物重金属污染进行有效的监管与评价,重金属有效治理的技术研究也相对滞后。鉴于上述现状,本研究分别从重金属污染沉积物的评估和治理两个角度,探究基于改进的相平衡分配法建立流域尺度沉积物重金属环境质量基准（SQG）的可行性,再结合质量基准开展了Cd污染沉积物的原位修复技术研究,以期为重金属污染沉积物的有效管控提供科学依据。主要研究结果如下:（1）滨海河流沉积物典型重金属质量基准的确定:以胶莱河（JL）和夹河（JH）沉积物为研究对象,并结合地表水水质标准（GB 3838-2002）,建立了流域尺度的Cd、Cu、Pb和Zn沉积物环境质量基准。此外,还探究了两条河流沉积物和间隙水中重金属的空间分布、赋存形态、分配系数和环境风险。结果表明,JH沉积物中重金属含量高于JL,而间隙水中重金属含量则呈相反趋势。重金属赋存形态分析表明,沉积物中大部分重金属以残渣态为主。重金属在沉积物和间隙水中的分配主要受沉积物和间隙水性质以及外源重金属输入的影响。污染因子法分析表明,JH和JL沉积物大部分站位Cd呈高或极高污染水平;间隙水标准毒性单位和Nemerow指数表明,两条河流沉积物大部分站位间隙水单一重金属均不会对生物产生毒性。结合地表水水质标准改进的间隙水水质标准,采用改进的相平衡分配法建立了流域尺度的重金属SQG。可以发现,流域尺度的重金属SQG可以合理地对不同水功能区的沉积物进行不同等级的划分。基于SQG的沉积物重金属评价结果表明,两条河流沉积物重金属的潜在生物毒性效应较低。由此可见,依据不同的水功能区划而建立流域尺度的重金属SQG是可行的。（2）不同材料负载纳米零价铁前后对Cd污染沉积物的原位固定修复:采用沸石、海泡石、赤泥（RM）和生物炭（BC）负载纳米零价铁（nZVI）后,然后将它们用于Cd污染沉积物的原位固定修复（90d）,并探究了修复后沉积物理化性质、Cd稳定性和细菌群落的变化。实验结果表明,修复后沉积物理化性质发生了显着改变（P<0.05）;与对照组相比,处理组沉积物Cd弱酸溶解态占比减少了11%～47%,而残渣态占比增加了50%～1000%,Cd稳定性得到提高。在4种原材料中,RM和BC对Cd污染沉积物的固定化效果明显高于海泡石和沸石;特别地,相对于原材料而言,改性材料对Cd的固定化效率更高,浸出毒性比原材料修复下降低了15%～22%。固定化修复提高了沉积物细菌群落的丰富度和多样性。在所有材料中,nZVI/RM和nZVI/BC的修复效果最好;相比于对照组,其浸出毒性分别下降了42%和44%。此外,固定化修复还可以通过增加Fe（III）还原细菌和硫酸盐还原菌的丰度来分别促进Fe（III）和硫酸盐的还原,从而有利于沉积物Cd的固定。总体来看,BC（nZVI/BC）对沉积物Cd的固定化效果好,且对沉积物的不良影响小,可作为Cd污染沉积物固定修复的首选材料。（3）nZVI/BC和BC原位固定修复Cd污染沉积物的效率及细菌响应:为探究修复时间和修复剂量对BC和nZVI/BC修复效果的影响,采用不同剂量BC和nZVI/BC对沉积物Cd进行了更长时间的原位固定（140d）,研究了BC和nZVI/BC对沉积物Cd稳定性和细菌群落的影响,并探讨了它们在不同pH值下的修复效果。结果表明,施用BC和nZVI/BC可使沉积物Cd向上覆水和间隙水的释放分别降低了31%～69%和26%～73%。与对照组相比,修复后沉积物Cd的稳定性得到提高,Cd浸出毒性降低了7%～29%。这直接证明了原位固定修复后沉积物Cd对上覆水和间隙水的风险降低,沉积物Cd的生态风险下降。这说明经过一段的修复时间后,沉积物Cd可能会满足相应的重金属SQG。Cd可移动性的降低与BC或nZVI/BC的添加剂量密切相关,呈现剂量依赖性。值得注意的是,在所有pH值处理下,nZVI/BC对沉积物Cd释放的抑制效果明显优于BC。在碱性条件下,BC和nZVI/BC的修复效果明显优于酸性和中性条件。细菌群落分析表明,低剂量的修复材料提高了细菌群落的丰富度和多样性;但是,由于沉积物理化性质的变化和修复材料毒性的影响,施用高剂量的修复材料会对沉积物细菌群落产生不利影响。（4）BC负载纳米Fe2O3原位覆盖Cd高度污染沉积物的效率:由于nZVI复合材料合成成本较为昂贵,且固定化修复见效较慢;因此,进一步采用了BC和BC负载的纳米Fe2O3（nFe2O3@BC）原位覆盖Cd高度污染沉积物,并探究了BC和nFe2O3@BC的覆盖性能、适用条件和修复机理。结果表明,覆盖60 d后,BC和nFe2O3@BC均一定程度上抑制了Cd从沉积物向上覆水和间隙水的释放（抑制效率>99%）,表明沉积物Cd对间隙水和上覆水造成的风险经原位覆盖后降低。在上覆水所有不同pH和干扰强度处理下,nFe2O3@BC覆盖的效果均优于BC覆盖。特别地,低pH值和高水力扰动均会削弱BC和nFe2O3@BC原位覆盖的效果。鉴于Cd的高毒性,不适合在酸性和中性水体（pH=3、5和7）中使用BC原位覆盖Cd污染沉积物,而在所有pH处理组中均可使用nFe2O3@BC覆盖。BC和nFe2O3@BC覆盖在高水力干扰下（搅拌速度=150 rpm）会失效,但nFe2O3@BC覆盖在低水力干扰下（搅拌速度=0和100 rpm）仍然有效。薄膜扩散梯度技术的分析结果表明,BC和nFe2O3@BC覆盖均抑制了沉积物Cd向间隙水的释放。在BC（98.74%）和nFe2O3@BC（98.10%）覆盖层中吸附的大部分Cd可能会重新释放到水体中,因此需要及时处理覆盖层。另外,过量使用nFe2O3@BC作为覆盖材料可能会增加Fe释放的风险。
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》文中指出内陆水体（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。
王佳梅[3]（2021）在《RBF河床沉积物中氮形态转化及其微生物响应特征研究》文中研究表明随着河水富营养化及氮污染日趋严重,傍河水源地地下水也面临着潜在的氮污染风险。河床沉积物是傍河水源地（RBF）激发河水入渗补给地下水首先经过的地带,也是河水-地下水之间物理、化学和生物梯度变化最大的地带。随着河水入渗,河床沉积物发生的氮生物地球化学作用将会影响不同形态氮的迁移转化,影响地下水水质。因此,深入认识河水入渗条件下河床沉积物中氮的迁移转化特征,对于丰富地表水-地下水交互作用的研究内容、维持河流水生态安全和保障地下水供水水质安全,具有重要的理论意义和现实意义。基于此,论文依托国家自然科学基金项目,以沈阳黄家傍河水源地北部的辽河河段（铁岭-石佛寺段）作为研究区,以辽河干流典型河床横断面上的河床沉积物为研究对象,通过野外监测和高精度原位测试等方法,分析了河水、河床沉积物和孔隙水中氮素的赋存形态及分布特征,揭示氮在河床沉积物中的迁移转化规律,估算了河水入渗过程河床沉积物孔隙水NH4+-N的一维对流扩散通量,探究微生物群落结构变化及对环境因子的响应特征。通过本次研究,取得如下主要认识:（1）辽河河床沉积物岩性以粉砂为主,受河流水动力条件所控制,河床沉积物岩性组成具有明显的时空变化,从而影响了河床沉积物中孔隙水的环境性状。河床横断面上不同水动力分带,河床沉积物孔隙水存在明显的氧化还原界面;相比于高水位期,低水位期近岸带河床沉积物孔隙水DO穿透深度减小,中间过渡带变化不大,而河床中心带明显增大。（2）河床沉积物30 cm深度范围内,孔隙水NO3--N含量在垂向上总体表现为随深度增加呈逐渐降低的趋势,NH4+-N含量随深度增加呈逐渐增高的变化趋势,但受河床沉积物岩性的影响,各监测点变化幅度具有不同程度的季节性变化。辽河表层10 cm深度内河床沉积物氮的营养负荷水平较高,属于中度污染。沉积物可转化态氮含量占总氮含量比例较高,河床沉积物存在潜在的氮释放风险。辽河河床沉积物不同形态可转化态氮含量整体上从高到低依次为:SOEF-N>IEF-N>SAEF-N>WAEF-N。（3）河水入渗过程中,河床沉积物孔隙水中氮迁移转化过程主要有吸附作用、反硝化作用和有机质的矿化作用等。河床沉积物作为NH4+-N的“源”,沉积物介质中发生着强烈的有机氮矿化作用,其生成的NH4+-N会随着河水入渗导致研究区地下水氨氮含量升高,威胁地下水水质安全。基于一维对流扩散模型估算得到高、低水位期河水入渗过程NH4+-N的通量由高到低依次均为河床中心带、中间过渡带、近岸带,其中河床中心带NH4+-N的通量最大。（4）表层河床沉积物微生物群落的多样性、相对丰度（门和属水平）对沉积物总氮与孔隙水NO3--N、NH4+-N含量的变化有明显的响应。河床沉积物硝化功能微生物相对丰度垂向上随深度增加而降低,反硝化微生物则随深度增加而升高,指示其表层好氧条件下硝化作用较深层明显,反硝化则是深层厌氧条件下相对明显。
黄亚龙[4]（2019）在《巢湖PAHs在水—沉积物的垂直浓度分布及交换过程研究》文中提出随着社会经济的迅速发展,以及城镇化和工业化的不断加快,环境污染问题逐渐突出,水体污染逐渐受到人们的重视。持久性有机污染物多环芳烃由于其三致“致畸、致癌、致突变”效应并且广泛存在于环境介质中,逐渐受到了人们关注。在本研究中,我们基于课题组研发的原位被动采样装置,利用LDPE膜作为吸附相,采用性能参考化合物（PRCs）的校准方法,选择巢湖东西半湖典型河流入湖口（南淝河入湖口、龟山山底）作为研究区域,同时测定不同深度上层水体和沉积物孔隙水中PAHs的自由溶解态浓度。依此探讨巢湖区域上层水体和沉积物孔隙水中PAHs垂直浓度分布特征和界面扩散通量。进一步论证巢湖底部沉积物中蓄积的PAHs是否是上层水体中PAHs的二次污染源,并反演历史污染过程,明确污染物的环境归趋。文中采用特征比值法,对巢湖水体中的多环芳烃进行来源解析,并且通过采用危险系数商值法（RQ）来表征多环芳烃对巢湖水体的污染风险,对巢湖水体中的PAHs生态风险进行评估。主要结论如下:（1）巢湖上层水体中多环芳烃的空间区域浓度差异不大,浓度为102182ng L-1。在沉积物孔隙水中的浓度存在着明显的“西高东低”空间区域浓度差异,其中南淝河入湖口沉积物孔隙水中为∑166 252498 ng L-1,龟山区域沉积物孔隙水中为∑166 175340 ng L-1。这体现出了沉积物中多环芳烃浓度的差异。南淝河入湖口底层沉积物中的多环芳烃浓度较高。（2）巢湖水体中多环芳烃的垂直浓度分布会出现双峰特征,主要是由于大气沉降和水体-沉积物界面扩散的双重作用,沉积物孔隙水中垂直浓度分布的规律则是反映了底层沉积物中多环芳烃历史沉积的影响。（3）通过通量模型对南淝河入湖口和龟山区域进行通量计算得出,巢湖东西半湖夏季和秋季多环芳烃的沉积物-水交换都是从底层沉积物向上层水体传输,也就是说现阶段巢湖水体中的PAHs一部分是来自于巢湖底层沉积物的二次污染。（4）巢湖水体中的PAHs多来自于燃烧源,包括生物质和煤的燃烧,龟山区域大概率受到石油类泄露污染。（5）巢湖水体中∑PAHs都处于低生态风险,但巢湖西半湖南淝河入湖口的生态风险明显高于巢湖东半湖龟山区域。
韩超南[5]（2018）在《三峡水库磷的输移转化特征及其影响机制研究》文中研究表明三峡水库反季节人为调度改变了长江原有水动力特征,影响着以水、沙为输运载体的营养盐物质循环过程。本研究采用野外采样调查和室内实验模拟方法,对三峡水库磷的输移转化特征及影响机制进行了较为系统的研究。上游河流总磷（TP）输入是三峡水库磷的主要来源,占三峡水库TP总输入量的79.73%。20142016年野外实测数据显示,三峡干流水体TP以溶解态磷（TDP）为主,TDP占TP浓度45%96%,TDP、TP的时空分布规律不明显;相对地水体颗粒态磷（TPP）浓度受水库影响沿程递减,单位质量悬浮颗粒物中所含总磷（PP）和可提取态有机磷（Exo-P）沿程递增,碎屑磷（Det-P）沿程递减。悬浮颗粒物PP和Exo-P浓度与颗粒物的粒径负相关,与有机质和Mn含量显着正相关;Det-P与粒径显着正相关。自然水文季节性变化和水库反季节性调度是影响三峡水库水体和悬浮颗粒物中磷输移转化过程的两个重要因素。在两者的共同作用下,蓄水期、高水位期三峡干流悬浮颗粒物粒径相比泄水期、低水位期较细,而PP、Exo-P浓度较高;悬浮颗粒物中的粗颗粒携带Det-P沿水流方向逐渐沉降至沉积物,细颗粒携带Exo-P输移更远距离后沉降或下泄;整体上,四个水库调度期三峡水库干流PP均以沉降滞留作用为主,滞留率为10%56%,但悬浮颗粒物吸附磷模拟实验结果表明:悬浮颗粒吸附解吸磷平衡浓度（EPC0）高于水体磷酸盐(PO43-)浓度,意味着悬浮颗粒物在输移过程中呈向水体释放磷状态。三峡水库颗粒磷主要沉积在沉积物或消落带土壤。消落带土壤颗粒吸附磷模拟实验结果表明,消落带土壤EPC0浓度高于水体PO43-浓度,消落带覆水环境可能促使弱吸附态磷（Exc-P）脱附以及铁结合态磷（Fe-P）缺氧还原释放,从而成为三峡水库水体磷的潜在来源。基于薄膜扩散梯度技术的实验结果表明,三峡干流与支流（大宁河）的沉积物均呈向上覆水体释放磷状态,沉积物-水界面有效态磷的扩散通量为0.1100.581 mg/（m2·d）。沉积物厌氧环境下铁氧化物-磷的耦合还原作用控制着三峡干流沉积物磷的释放机制,而水底藻体死亡分解是引起大宁河中游（水华发生区）表层沉积物磷释放的主要原因。三峡干流回水是大宁河水体磷的重要补给来源,蓄水期、高水位期干流回水磷补给增大春夏季大宁河库湾水华风险。
鲍恋君,郭英,刘良英,曾永平[6]（2017）在《珠江三角洲典型有机污染物的环境行为及人群暴露风险》文中研究说明珠江三角洲是我国经济最为发达的地区之一,也是环境污染问题最为严峻的地区之一。严峻的环境污染问题毫无疑问地将影响地区经济的可持续发展与人体健康。大量的研究表明,多种传统和新型的有机污染物在珠江三角洲各类环境介质、生物体、甚至人体中广泛存在。这些污染物包括多溴联苯醚（PBDEs）、多氯联苯（PCBs）、有机氯农药（OCPs）、有机磷酸酯类阻燃剂（OPEs）等。系统研究污染物的环境行为及人体暴露风险具有重要的科学和现实意义,可以为政策制定者采取有效的污染物控制措施提供科学数据支持。有机污染物在环境界面（沉积物-水、大气-水及土壤-水）迁移是控制其地球化学行为的重要过程。本文综述了珠江三角洲典型有机污染物的宏观环境行为、微观的环境界面通量测定技术、人体暴露风险三个方面的研究历史及现状,并总结了现有研究的不足,展望了研究趋势。
杨航,李敏[7]（2012）在《表面络合模式在天然体系中的应用研究进展》文中研究指明以双电层作为基本结构的表面络合模式,由于对其构造的不同假设可以导出多种模式以适应不同的应用需求。研究表明表面络合模式在特定条件下可以较准确的模拟离子在天然体系中的吸附作用。目前表面络合模式在氧化物和土壤矿物体系的研究日趋成熟,对天然体系中的表面络合模式应用的研究也在不断加深。实际应用中,广义复合与组分添加的方法为表面络合模式对天然体系的模拟提供可行依据,但天然体系的复杂性和表面反应的多样性将会影响模式的效果,需要对天然体系进行进一步的了解,对模式进行优化和扩展,以更好的揭示吸附反应。
余秀娟[8]（2012）在《巢湖沉积物重金属质量基准的研究》文中提出湖泊沉积物是湖泊生态系统的重要组成部分和物质循环的中心环节，沉积物作为湖泊水环境中重金属的主要蓄积库，可以反映湖泊受重金属污染的状况及水体污染的历史。本文选取我国东部平原湖区典型浅水富营养湖泊巢湖的沉积物作为研究对象，重点研究了巢湖沉积物中不同重金属的形态分布特征，并结合薄膜扩散梯度技术（DGT）和相平衡分配法初步提出了巢湖沉积物重金属质量基准。主要研究结论如下：（1）巢湖表层沉积物中Cr、Cu、Zn、Ni、Pb、Cd、Co、V和As等重金属元素的总量总体表现出东西高，中间低的分布特征，聚类分析的结果也证实了这一点。相关性分析结果表明Co和V与其他7种重金属元素的来源可能不同。潜在生态风险指数评价结果显示：巢湖表层沉积物中9种重金属元素构成的生态危害顺序为：Cd>As>Pb>Co>Cu>Ni>Zn>V>Cr，Cd具有高的生态危害等级，其他8种重金属元素均为低生态危害等级。地积累指数法评价结果表明：巢湖沉积物重金属元素的富集程度为Cd>Zn>Pb>Co>Cu>As>V>Ni>Cr，沉积物中Cr、V、As和Ni的平均地积累指数小于0，基本上未受到Cr、V、As和Ni污染。沉积物Co、Cu、Zn和Pb的平均地积累指数在0到1之间，表现出无污染到中污染程度。Cd达到了中污染程度，其平均地积累指数在1和2之间。沉积物重金属质量基准法评价结果表明，东部与西部靠近入湖河口的点位的重金属浓度较高，Ni、Zn、Pb、Cr等重金属元素的浓度明显超过了PEL值，需要引起高度重视。（2）BCR连续提取法的分析结果表明，巢湖表层沉积物中重金属Cr、As、Ni、V和Cu都以残渣态为主，其比例分别为73.75%、73.54%、67.80%、73.24%和59.46%；Co、Pb、Zn和Cd以可提取态为主，其比例分别为56.54%、70.97%、65.55%和91.6%。相关性分析结果表明，巢湖沉积物中可提取态重金属含量对总量影响较大，不同形态重金属的来源可能具有一致性并且分布类型相似。同时表明沉积物中Co和V这两种金属元素的主要来源可能与其他几种重金属不同。（3）巢湖沉积物中酸挥发性硫化物（AVS）和同步可提取金属（SEM）的分布呈西湖区明显高于东湖区的分布趋势。重金属Zn元素对SEM的贡献值最大，Cd的贡献值最小，五种重金属的浓度从高到低依次为Zn>Cu>Ni>Pb>Cd。沉积物中AVS和SEM的含量明显受到TOC、TN、TP含量和沉积物粒径大小的影响。弱酸提取态、可还原态及可氧化态重金属均与AVS表现出了显着的相关性。这说明在对AVS的提取过程中，弱酸提取态、碳酸盐结合态以及可还原态都可被提取出来。沉积物生物毒性评价结果表明，沉积物中有自由金属离子释放出来，沉积物可能具有生物毒性效应，应引起足够的关注。（4）本文采用薄膜扩散梯度技术（DGT）测定了巢湖沉积物间隙水中重金属Cr、Cu、Pb、Zn、Cd和As的有效浓度。相对于离心法，DGT方法测定的间隙水中重金属的有效浓度较低。DGT方法测定的间隙水中重金属Cr、Cu、Pb、As、Zn、Cd的有效浓度CDGT与离心法测定结果CF的比值R平均分别为0.19、0.42、0.21、0.19、0.61和0.22。说明这几种重金属从固相到液相的再补给速率遵从Zn>Cu>Cd>Pb>Cr=As。巢湖沉积物处于部分缓冲状态，Zn被DGT吸收后，从沉积物固相到间隙水有充足的再补给，而其他几种重金属元素的再补给速率相对较低。Cr和Cu在间隙水中的有效浓度受可还原态含量和总量的影响较大，同时Cu元素的迁移转化主要受有机质的影响。（5）根据相平衡分配法计算得到Cr、Cu、Pb、Zn、Cd和As的相平衡分配系数KP分别为3924.84、2276.23、17811.30、738.35、10986.54和718.74L/kg。运用相平衡分配法（EqPA），基于我国《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）的水质标准值，初步提出了巢湖沉积物中6种重金属（Cr、Cu、Pb、Zn、Cd和As）的沉积物质量基准（SQC）推荐值，其值分别为78.53、56.95、362.93、74.68、23.9和71.84mg/kg，并初步验证了基准的适用性。
胡康博[9]（2011）在《黄河泥沙沉积物的理化性质及其对磷的吸附行为研究》文中指出黄河是高含沙河流,其所含大量的泥沙对水体中的污染物具有一定的吸附作用。本研究选择鹊山水库沉沙条渠6个不同断面的泥沙沉积物为研究对象,分析其理化性质,揭示各特征参数间的内在相互关系；通过吸附-解吸实验（以沉积物B1和B2为例）,分析泥沙沉积物吸附磷的动力学过程、吸附等温线、吸附影响因素、吸附可逆性及吸附前后的结构特征变化,并结合表面分析技术,探讨吸附磷的作用机理。研究结果表明：泥沙沉积物属于中性偏碱、低有机质含量、表面带有负电荷、絮凝能力较小且以粘粒、粉砂和细砂粒为主的颗粒,其理化参数间存在较好的相关性。颗粒的表面形貌复杂多样,孔尺寸分布不均一,表面孔隙主要处于中孔范围,属于具有较高填充能力的分形孔隙,其孔表面分形维数（Ds）约为2.67-2.89,且孔分布对Ds具有一定的贡献。此外,颗粒的复杂形貌对各元素的面分布有较强的影响,并导致了表面吸附位分布不均匀。泥沙沉积物对磷的吸附可以分为快速的物理、物化吸附（0-3h）和缓慢的化学吸附2个阶段,吸附过程符合准-二级动力学过程。吸附等温线不经过坐标原点,而是在浓度轴上存在一个交点使整个吸附等温线分为两部分——吸附段和解吸段,对应的吸附-解吸平衡磷浓度（EPC0）为0.038～0.049mg·L-1; Langmuir交叉吸附等温式比其它模型更适合描述黄河泥沙沉积物吸附磷的特征。该吸附过程为吸热过程,存在“固体浓度效应”,且颗粒粒度、溶液的pH、盐度、有机质含量等因素对该过程具有重要的影响。此外,泥沙沉积物对磷的吸附具有可逆性,所吸附的磷在一定条件下可以发生解吸。吸附磷后,颗粒的比表面积、孔体积、孔表面分形维数（Ds）均略有下降,而平均孔径略有增加,其中,孔隙体积在孔径1.5-30nm范围内变化较大。表面吸附磷的关键元素（Al、Fe、Ca）的分布存在异质性,导致磷主要吸附在颗粒表面的边脊、凹陷和突鞍等部位,占总量的96%以上
侯立军[10]（2004）在《长江口滨岸潮滩营养盐环境地球化学过程及生态效应》文中研究说明河口滨岸潮滩是一个典型的海陆交互作用地带，是一个多功能的复杂生态系统，具有独特的生态价值和资源潜力。由于受海陆交互作用的影响，河口滨岸潮滩环境中的各种物理、化学和生物因子复杂多变，具有径流、波浪和潮流等水动力作用强烈、泥沙运移和物质交换频繁、理化要素梯度变化大、生物多样性丰富等独特的环境特征。同时，河口滨岸潮滩又是地球表面圈层结构中物质循环最为活跃的区域之一，营养元素的生物地球循环对维持河口生态系统高生产力和高生物量具有极其重要的生态意义。因此，研究这一复杂巨系统内营养盐的迁移转化过程及其影响机制已经成为当前自然地理学和河口近岸环境地球化学等领域内的热点问题之一。 近年来，在国家自然科学基金项目：“长江口滨岸潮滩复杂环境条件下物质循环研究”与“长江口滨岸沉积物-水界面氮磷动态交换机制及环境效应”，以及教育部高等学校骨干教师计划项目“长江口滨岸环境污染物动态交换、模型及环境效应”的资助下，围绕“长江河口滨岸潮滩界面营养盐的环境生物地球化学过程及其生态效应”这一重大科学问题，开展了一系列的研究工作，取得了以下主要认识和研究成果： （1） 长江河口潮滩沉积物有机质中稳定碳、氮同位素具有明显的季节性变化，7月份稳定碳同位素值普遍低于2月份的稳定碳同位素值，其变化范围分别为-29.8‰～-23.7‰和-27.3‰～-25.6‰；7月份和2月份稳定氮同位素分别为1.0‰～5.5‰和1.7‰～7.8‰。研究区域内，稳定碳、氮同位素的地区分布和季节变化特征揭示，有机质中稳定碳、氮同位素组成不仅受陆源和海源有机质输入量之间消长变化的影响，同时一系列的生物地球化学过程、人为有机质的输入和沉积物粒度与叶绿素含量对碳、氮同位素组成均存在一定的改造作用。此外，利用稳定碳同位素质量平衡混合模型，还对陆源有机质输入量的贡献率进行了初步定量估算，结果表明，研究区域内沉积物中有机质的陆源输入量略高于海源输入量，约占有机质总输入量的54.85％，而且有机质的陆源输入也存在明显的时空变化差异，在浒浦与白龙港之间的淡水区域内大部分岸段有机质的陆源输入明显高于海源输入，其中7月份和2月份有机质的陆源输入量分别占总输入量的7:3.670rk和52.45%，反映了洪水季节（7月份）陆源输入占绝对优势，这与长汪径流量和年输沙量的季节分配相吻合;而在朝阳农场与奉新之间的咸水区域内，大部分岸段有机质的陆源输入低于海源输入，其中7月份和2月份有机质的陆源输入量分别占有机质总输入量的40.57%和46.140k。 （2）潮滩沉积物一水界面附近营养盐的时空分布与累积特征揭示了，在理化因子变化剧烈的长江口滨岸潮滩环境系统内，因受长江径流、滨岸带河流及工业废水、生活污水排放的影响，沉积物一水界面附近营养盐的时空分布与累积变化比较复杂。利用潮滩沉积物一水界面间营养盐的浓度梯度，并依据Fick，S第一定律对沉积物的源一汇效应进行了研究和探讨。结果表明，NHn+一N扩散通量的时空分布比较复杂，孔隙水中NH.+一N的再生过程是控制其界面扩散通量的主要因素。在潮滩环境系统内，NH4+一N的界面扩散以负通量为主，即NH4+一N主要由沉积物向l几覆水中扩散，反映了沉积物是上覆水中NH#+一N的重要来源之一。对Nox一N而言，其界面扩散以正通量为主，即Nox一N主要自上覆水向沉积物中扩散，说明沉积物是上覆水中Nox一N的重要蓄积库（汇），对削减上覆水中高含量的Nox一N具有重要的环境意义。Nox一N界面扩散通量的空间分布显示，在浒浦至石洞口采样岸段，N（）户N的界面扩散通量较小，而在吴淞口至芦潮港采样岸段，Nox一N的界面扩散通量普遍较高，并且研究发现上覆水与孔隙水之间的Nox一N浓度梯度是控制N。、一N界面扩散时空变化差异的主要因素。研究区域内，TDP的界面扩散以负通量为主，并且发现潮滩表层孔隙水中TDP含量是影响TDP界面扩散的控制性因素。在淡水区域内，D工P的界面扩散为正通量，而在较高盐度区域内DIP的界面扩散为负通量，其中水体盐度和孔隙水中的DIP含量共同控制着DIP的界面扩散过程。 （3）实验模拟研究了长江河口滨岸潮滩表层沉积物对上覆水体中P叮一P的吸附特征，结果表明沉积物对P043一P的吸附是一个复合动力学过程，可划分为快吸附和慢吸附两个过程，其中快吸附过程主要发生在O一10h内，尔后基本上达到了一种慢吸附的动态平衡过程，在O一0.sh之内沉积物对P叮一P的吸附速率最大，达到10.14一56.40mg·kg一‘.h一‘，且其吸附速率与细颗粒物含量之间存在明显的正相关关系，反映了在快吸附过程中以物理吸附为主。沉积物对P043一P的等温吸附曲线符合Langmuir方程，根据Langmuir等温吸附方程计算，潮滩表层沉积物中P叮一P的吸附容量为26.32一204.08mg/kg，且TOC和F广含量是控制PO43一P吸附容量的主要因素。沉积物对P氏3一P的吸附效率为21 .55一248.30L/kg，并且P叮一P的吸附效率主要取决于沉积物中TOC的含量。此外，研究还发现，环境因子（PH、盐度和温度等）对沉积物吸附P043一P的作用影响比较显着。随pH变化，沉积物对P0护一P的吸附量呈“U”形变化曲?
二、扩散层模式对黄河水体沉积物表面特征的应用（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、扩散层模式对黄河水体沉积物表面特征的应用（论文提纲范文）
（1）滨海河流沉积物的典型重金属质量基准确定及Cd污染原位修复研究（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 水体沉积物重金属污染 |
| 1.2.1 沉积物重金属污染概况 |
| 1.2.2 沉积物重金属环境行为 |
| 1.3 沉积物重金属质量基准研究进展 |
| 1.3.1 沉积物质量基准概述 |
| 1.3.2 常用的SQG建立方法 |
| 1.3.3 国内、外重金属SQG研究现状 |
| 1.4 重金属污染沉积物修复 |
| 1.4.1 重金属污染沉积物修复技术 |
| 1.4.2 铁基材料在重金属修复中的应用 |
| 1.4.3 沉积物重金属修复效果评价 |
| 1.5 研究目的与研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 滨海河流沉积物典型重金属环境质量基准的确定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域 |
| 2.2.2 样品采集与预处理 |
| 2.2.3 沉积物指标测定 |
| 2.2.4 质量控制 |
| 2.2.5 重金属SQG计算 |
| 2.2.6 重金属污染评价 |
| 2.2.7 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 沉积物理化性质和重金属分布 |
| 2.3.2 间隙水重金属污染 |
| 2.3.3 重金属SQG的建立 |
| 2.3.4 重金属SQG的应用及可行性 |
| 2.4 结论 |
| 第3章 不同材料负载纳米零价铁前后对Cd污染沉积物固定修复 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要仪器与试剂 |
| 3.2.2 沉积物的样品采集、预处理及理化性质测定 |
| 3.2.3 材料制备 |
| 3.2.4 材料表征 |
| 3.2.5 培育实验 |
| 3.2.6 沉积物理化指标分析 |
| 3.2.7 细菌群落分析 |
| 3.2.8 质量控制 |
| 3.2.9 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 沉积物和固定化材料的表征 |
| 3.3.2 固定化修复后对沉积物性质的影响 |
| 3.3.3 沉积物中Cd稳定性的变化 |
| 3.3.4 沉积物细菌群落变化 |
| 3.4 结论 |
| 第4章 生物炭负载纳米零价铁固定沉积物Cd的效率及细菌响应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要仪器与试剂 |
| 4.2.2 沉积物的样品采集、预处理及理化性质测定 |
| 4.2.3 材料制备 |
| 4.2.4 材料表征 |
| 4.2.5 培育实验 |
| 4.2.6 沉积物理化指标分析 |
| 4.2.7 细菌群落分析 |
| 4.2.8 质量控制 |
| 4.2.9 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 沉积物和固定化材料的表征 |
| 4.3.2 固定化材料对沉积物性质的影响 |
| 4.3.3 上覆水和间隙水的Cd浓度变化 |
| 4.3.4 沉积物中Cd可移动性的变化 |
| 4.3.5 p H对上覆水和间隙水中Cd浓度的影响 |
| 4.3.6 沉积物细菌群落变化 |
| 4.4 结论 |
| 第5章 生物炭负载纳米Fe_2O_3对Cd重污染沉积物的原位覆盖 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 主要仪器与试剂 |
| 5.2.2 沉积物的样品采集、预处理及理化性质测定 |
| 5.2.3 材料制备 |
| 5.2.4 材料表征 |
| 5.2.5 培育实验 |
| 5.2.6 沉积物理化指标分析 |
| 5.2.7 质量控制 |
| 5.2.8 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 沉积物和覆盖材料的表征 |
| 5.3.2 原位覆盖对沉积物性质的影响 |
| 5.3.3 p H对上覆水和间隙水中Cd浓度变化的影响 |
| 5.3.4 水流扰动强度对上覆水和间隙水Cd浓度变化的影响 |
| 5.3.5 覆盖对上覆水—沉积物剖面Cd浓度的影响 |
| 5.3.6 覆盖后BC和nFe_2O_3@BC覆盖层中Cd的稳定性 |
| 5.3.7 覆盖导致上覆水中Fe溶解的风险 |
| 5.4 结论 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 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 |
（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）RBF河床沉积物中氮形态转化及其微生物响应特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题依据 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 河床沉积物在地表水-地下水相互作用中的重要性 |
| 1.2.2 河床沉积物-水界面特点 |
| 1.2.3 沉积物-水界面中氮的生物地球化学过程 |
| 1.2.4 沉积物-水界面过程的主要研究方法 |
| 1.3 研究目标和主要研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气象概况 |
| 2.1.4 水文概况 |
| 2.2 地质与水文地质概况 |
| 2.2.1 地质概况 |
| 2.2.2 水文地质概况 |
| 2.3 河床沉积物特征 |
| 第3章 样品的采集与测试 |
| 3.1 采样点的布设 |
| 3.2 河床沉积物样品的采集与测试 |
| 3.2.1 河床沉积物样品的采集 |
| 3.2.2 河床沉积物样品的测试 |
| 3.3 河水与河床沉积物孔隙水的采集与测试 |
| 3.3.1 河水与河床沉积物孔隙水的采集 |
| 3.3.2 上覆河水与沉积物孔隙水的测试 |
| 第4章 河床沉积物-水界面结构与环境性状 |
| 4.1 河流水动力条件 |
| 4.2 河床沉积物岩性组成 |
| 4.2.1 河床沉积物岩性 |
| 4.2.2 河床沉积物的沉积环境 |
| 4.3 河床沉积物环境 |
| 4.3.1 温度 |
| 4.3.2 溶解氧含量 |
| 4.3.3 还原指标(环境)变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 河床沉积物-水界面氮的赋存特征 |
| 5.1 上覆河水氮的赋存特征 |
| 5.2 河床沉积物孔隙水中不同形态氮含量的赋存特征 |
| 5.2.1 孔隙水NO_3~--N的垂向分布特点 |
| 5.2.2 孔隙水NH_4~+-N的垂向分布特点 |
| 5.3 河床沉积物中氮的赋存特征 |
| 5.3.1 河床沉积物TN含量 |
| 5.3.2 可转化态氮 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 河床沉积物孔隙水中氮的迁移转化过程及其微生物响应 |
| 6.1 氮的迁移转化过程 |
| 6.1.1 反硝化作用 |
| 6.1.2 吸附作用 |
| 6.1.3 有机氮矿化作用 |
| 6.2 河床沉积物孔隙水NH_4~+-N一维对流扩散通量的估算 |
| 6.3 河床沉积物微生物群落特征及其对环境因子的响应 |
| 6.3.1 微生物多样性分析 |
| 6.3.2 微生物群落结构变化 |
| 6.3.3 河床沉积物微生物群落结构对环境因子的响应 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 存在的问题及建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（4）巢湖PAHs在水—沉积物的垂直浓度分布及交换过程研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 水体-沉积物中的多环芳烃 |
| 1.3 合肥市概括 |
| 1.4 巢湖流域概括 |
| 1.5 研究目的和内容 |
| 1.6 本章小结 |
| 第二章 被动采样技术 |
| 2.1 被动采样技术的现状和应用 |
| 2.2 被动采样装置的定量原理 |
| 2.3 被动采样装置的环境影响因素 |
| 2.4 基于PRCs法确定自由溶解态浓度 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 样品采集与分析 |
| 3.1 实验材料准备 |
| 3.2 采样地点 |
| 3.3 LDPE膜的处理 |
| 3.4 仪器分析 |
| 3.5 质量保证和质量控制 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 巢湖水体PAHs污染的整体特征 |
| 4.1 预实验结果 |
| 4.2 R'_(S-PRC)和Rs的确定 |
| 4.3 定量多环芳烃的自由溶解态浓度 |
| 4.4 垂直浓度分布 |
| 4.5 垂直组成的变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 巢湖沉积物-水体PAHs的界面交换 |
| 5.1 沉积物-水体界面扩散通量 |
| 5.2 巢湖水体中PAHs的来源分析 |
| 5.3 巢湖水体PAHs的生态风险评价 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结和展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（5）三峡水库磷的输移转化特征及其影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 磷的存在形态及分析方法 |
| 1.2.2 水环境中磷的循环及影响因素研究 |
| 1.2.3 筑坝工程对河流磷的输移转化过程的影响研究 |
| 1.2.4 三峡水库调度对磷的输移转化过程的影响研究 |
| 1.2.5 相关研究不足之处 |
| 1.3 研究目标、内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究区域概况 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 1.3.4 技术路线与研究方法 |
| 第2章 三峡水库水体总磷的变化特征及收支分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 数据分析方法 |
| 2.3 上游入库河流及库区干流径流量和输沙量的变化特征 |
| 2.3.1 径流量和输沙量的空间分布 |
| 2.3.2 径流量和输沙量的时间变化 |
| 2.4 上游入库河流及库区干流水体总磷的变化特征 |
| 2.4.1 总磷的空间分布 |
| 2.4.2 总磷的时间变化 |
| 2.5 三峡水库水体总磷的收支分析 |
| 2.5.1 收支模式 |
| 2.5.2 收支计算 |
| 2.5.3 敏感性分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 三峡水库水体和悬浮颗粒物磷分布及输移转化研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样点布设 |
| 3.2.2 分析测定方法 |
| 3.2.3 颗粒物吸附磷模拟实验方案 |
| 3.3 水库调度影响下三峡干流水动力变化特征 |
| 3.3.1 水库调度运行特点 |
| 3.3.2 流速变化特征 |
| 3.3.3 水体滞留时间变化特征 |
| 3.4 不同水库调度期三峡干流表层水体磷形态的分布特征 |
| 3.4.1 表层水体物理化学参数 |
| 3.4.2 表层水体磷形态的含量组成 |
| 3.5 不同水库调度期三峡干流悬浮颗粒物磷形态的分布特征 |
| 3.5.1 悬浮颗粒物基本理化性质 |
| 3.5.2 悬浮颗粒物磷形态的含量组成 |
| 3.5.3 悬浮颗粒物对磷的吸附释放特性 |
| 3.6 颗粒物理化性质与颗粒赋存磷形态的关系 |
| 3.6.1 颗粒物理化性质与颗粒磷形态的相关分析 |
| 3.6.2 粒径对颗粒物吸附磷的影响 |
| 3.6.3 有机质和金属氧化物组分对颗粒物吸附磷的影响 |
| 3.6.4 颗粒物浓度效应对颗粒物吸附磷的影响 |
| 3.7 水库调度对水-悬浮颗粒物磷输移转化的影响机制探讨 |
| 3.8 三峡水库调度背景下磷的水库滞留特征和下游输送特征 |
| 3.9 本章小结 |
| 第4章 三峡水库消落带土壤和沉积物磷分布及释放特征研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样点布设 |
| 4.2.2 分析测定方法 |
| 4.2.3 颗粒吸附磷模拟实验方案 |
| 4.2.4 沉积物-水界面有效态P-Fe2+-S2-测定方法 |
| 4.3 三峡干流消落带土壤磷形态的分布特征 |
| 4.3.1 消落带土壤理化性质 |
| 4.3.2 消落带土壤磷形态的含量组成 |
| 4.4 覆水-出露区域消落带土壤磷形态分布特征 |
| 4.4.1 覆水-出露区域消落带土壤理化性质 |
| 4.4.2 覆水-出露区域消落带土壤磷形态的含量组成 |
| 4.4.3 覆水-出露区域消落带土壤磷的吸附释放特性 |
| 4.5 水库调度对消落带土壤磷迁移转化的影响机制探讨 |
| 4.5.1 消落带土壤磷的物理性迁移 |
| 4.5.2 消落带土壤磷的化学性转化 |
| 4.6 三峡干流与支流沉积物磷形态分布的对比分析 |
| 4.6.1 表层沉积物基本理化性质 |
| 4.6.2 表层沉积物磷形态分布 |
| 4.7 三峡干流与支流沉积物磷释放特征的对比分析 |
| 4.7.1 沉积物中有效态P-Fe~(2+)-S~(2-)的同步垂向分布 |
| 4.7.2 沉积物-水界面有效态P-Fe~(2+)-S~(2-)的扩散通量计算 |
| 4.7.3 沉积物磷的释放机理探讨 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 三峡水库磷输移转化模式对支流水体富营养化的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 三峡水库磷在四种环境介质中的输移转化模式 |
| 5.4 三峡干流与支流水体磷的交换特征研究 |
| 5.4.1 干流与支流水体磷形态分布特征 |
| 5.4.2 不同水库调度期干流与支流水体磷的交换特征 |
| 5.4.3 干流水体磷组成沿程分布对支流水体磷补给的影响 |
| 5.5 三峡干流回水磷补给对支流富营养化和水华的影响 |
| 5.6 三峡水库磷污染防控的几点思考 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 建议 |
| 附录 A |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历与在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（6）珠江三角洲典型有机污染物的环境行为及人群暴露风险（论文提纲范文）
| Contents |
| 1 引言 |
| 2 测定疏水性有机污染物界面通量的技术 |
| 2.1 主动采样方法 |
| 2.2 被动采样方法 |
| 3 典型有机污染物在珠江三角洲的区域环境行为 |
| 3.1 大气干湿沉降 |
| 3.2 土壤蓄积 |
| 3.3 河流入海通量 |
| 3.4 沿海河口沉积物中有机污染物的环境行为 |
| 4 珠三角典型有机污染物人体暴露及人群暴露风险 |
| 4.1 污染物人体暴露及研究方法 |
| 4.2 生物监测在人体污染物暴露研究中的应用 |
| 4.3 珠三角居民对典型有机污染物的暴露 |
| 4.3.1 南方水产品中POPs污染状态、人体暴露风险、来源追踪 |
| 4.3.2 各种环境介质中POPs污染情况及暴露健康风险 |
| 4.3.3 人体头发中DP污染状态及来源 |
| 4.3.4 环境多介质中PCDD/Fs人群健康风险评价 |
| 4.3.5 内、外暴露两种途径研究人群对典型内分泌干扰物暴露 |
| 4.4 人体有机污染物暴露研究中的新观点 |
| 4.4.1 皮肤-大气转移吸收污染物的重要性 |
| 4.4.2 考虑大气中不同粒径颗粒物来评估污染物人体呼吸暴露 |
| 4.4.3 食物中有机污染物人体生物可给性对其人体暴露的影响 |
| 4.4.4 健康风险评价中人体暴露参数 |
| 5 结论 |
（7）表面络合模式在天然体系中的应用研究进展（论文提纲范文）
| 1 表面络合模式基本原理 |
| 1.1 表面配位作用 |
| 1.2 表面络合模式的主要类别 |
| 2 表面络合模式在天然体系中的应用 |
| 2.1 表面络合模式在天然矿物研究中的应用 |
| 2.2 表面络合模式在天然土壤和沉积物研究中应用 |
| 2.3 表面络合模式在天然有机质研究中的应用 |
| 3 结语 |
（8）巢湖沉积物重金属质量基准的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 沉积物质量基准概述 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.4 论文设想 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 研究区域环境概况与样品采集及分析 |
| 2.1 研究区域环境概况 |
| 2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品分析 |
| 2.2.3 数据处理方法 |
| 第三章 巢湖沉积物中重金属的污染特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 重金属污染评价方法 |
| 3.2.1 潜在生态风险指数法 |
| 3.2.2 地积累指数法 |
| 3.2.3 沉积物质量基准法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 沉积物中 TOC、TN 和 TP 的分布特征 |
| 3.3.2 沉积物粒度分布特征 |
| 3.3.3 沉积物重金属总量的空间分布特征 |
| 3.3.4 沉积物重金属总量间及其与沉积物营养盐间关系研究 |
| 3.3.5 沉积物重金属污染评价 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 巢湖沉积物中重金属的形态分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 沉积物重金属的形态分布特征 |
| 4.2.2 不同形态重金属间的相关性研究 |
| 4.2.3 不同形态重金属与沉积物其他指标间的相关性研究 |
| 4.3 结论 |
| 第五章 巢湖沉积物中酸挥发性硫化物（AVS）和同步提取金属（SEM）分布特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 沉积物中酸挥发性硫化物的分布特征 |
| 5.2.2 沉积物中同步可提取金属的分布特征 |
| 5.2.3 沉积物中 AVS 含量对不同形态重金属含量的影响 |
| 5.2.4 沉积物中 AVS、SEM 与其他环境因子的关系 |
| 5.2.5 AVS 与 SEM 关系研究—沉积物生物毒性评价 |
| 5.3 结论 |
| 第六章 薄膜扩散梯度（DGT）技术测定间隙水中有效态重金属浓度的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 DGT 方法测定间隙水中有效态重金属浓度 |
| 6.2.2 相关性分析 |
| 6.3 结论 |
| 第七章 巢湖沉积物重金属质量基准初步研究 |
| 7.1 相平衡分配法 |
| 7.2 相平衡分配系数（KP）的确定 |
| 7.3 巢湖沉积物重金属质量基准推荐值的确定 |
| 7.4 基于巢湖沉积物重金属质量基准的重金属污染评价 |
| 7.5 结论 |
| 第八章 结论和展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
（9）黄河泥沙沉积物的理化性质及其对磷的吸附行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 问题的提出 |
| 1.2 黄河水体的水质状况 |
| 1.3 黄河泥沙颗粒的性质 |
| 1.3.1 黄河泥沙的来源与矿物组成 |
| 1.3.2 泥沙的理化性质 |
| 1.3.3 污染物在黄河泥沙-水体界面之间的环境行为 |
| 1.4 水环境中颗粒物吸附磷的研究进展 |
| 1.4.1 水环境中磷的赋存形态 |
| 1.4.2 颗粒物对磷的吸附行为 |
| 1.4.3 颗粒物吸附磷的过程机制 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 泥沙沉积物样品的采集与预处理 |
| 2.3 泥沙沉积物性质的测定 |
| 2.3.1 泥沙沉积物颗粒的物理性质 |
| 2.3.2 泥沙沉积物颗粒的化学性质 |
| 2.3.3 泥沙沉积物颗粒的表面特性 |
| 2.3.4 泥沙沉积物颗粒的电化学性质 |
| 2.4 泥沙沉积物颗粒对正磷酸盐的吸附-解吸试验程序 |
| 2.4.1 泥沙颗粒物样品 |
| 2.4.2 吸附动力学 |
| 2.4.3 吸附等温线 |
| 2.4.4 泥沙沉积物吸附磷的影响因素 |
| 2.4.5 解吸试验 |
| 2.5 吸附磷前后泥沙沉积物颗粒性质对比 |
| 2.5.1 泥沙颗粒样品的制备 |
| 2.5.2 吸附P前后颗粒样品的性质测定 |
| 3 泥沙沉积物的性质 |
| 3.1 泥沙沉积物的物理性质 |
| 3.1.1 真密度 |
| 3.1.2 粒度分布 |
| 3.1.3 有机质和无机组分含量 |
| 3.2 泥沙沉积物的化学性质 |
| 3.2.1 矿物组成 |
| 3.2.2 金属元素种类及含量 |
| 3.2.3 有机官能团种类 |
| 3.2.4 电学和絮凝特性 |
| 3.3 泥沙沉积物理化性质的相关性分析 |
| 3.4 泥沙沉积物颗粒的表面特性 |
| 3.4.1 表面微观形貌和孔隙结构 |
| 3.4.2 表面元素分布 |
| 3.4.3 表面孔隙的分布特征 |
| 3.5 颗粒的表面分形特征 |
| 3.6 小结 |
| 4 泥沙沉积物对磷的吸附特征 |
| 4.1 沉积物吸附磷的动力学特征 |
| 4.1.1 吸附动力学曲线 |
| 4.1.2 吸附动力学模型模拟 |
| 4.2 沉积物对磷的吸附等温线 |
| 4.2.1 吸附等温线 |
| 4.2.2 吸附等温线的模型模拟 |
| 4.3 沉积物颗粒吸附磷的影响因素研究 |
| 4.3.1 固体浓度的影响 |
| 4.3.2 颗粒粒度的影响 |
| 4.3.3 溶液盐度的影响 |
| 4.3.4 溶液温度的影响 |
| 4.3.5 溶液有机质含量的影响 |
| 4.3.6 溶液平衡pH的影响 |
| 4.4 沉积物颗粒吸附磷的可逆性研究 |
| 4.5 小结 |
| 5 泥沙沉积物颗粒吸附磷前后的结构特性的变化 |
| 5.1 颗粒吸附磷前后的微观结构变化 |
| 5.2 颗粒吸附磷前后的表面分形特征变化 |
| 5.3 小结 |
| 6 泥沙沉积物颗粒吸附磷的作用机理初探 |
| 6.1 沉积物吸附后元素P的分布特征分析 |
| 6.2 沉积物对磷的吸附过程分析 |
| 6.3 泥沙沉积物吸附磷前后的XRD图潜分析 |
| 6.4 泥沙沉积物吸附磷前后的FT-IR图谱分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 攻读硕士学位期间的主要成果 |
| 致谢 |
（10）长江口滨岸潮滩营养盐环境地球化学过程及生态效应（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 问题的提出与研究意义 |
| 1.2 河口型潮滩界面特征 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.4 论文研究思路与创新点 |
| 参考文献 |
| 第二章 研究区域概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.2 近岸水体环境因子时空分布特征 |
| 2.3 沉积物理化特征 |
| 2.4 长江口滨岸带排污状况 |
| 参考文献 |
| 第三章 长江口潮滩沉积物中有机质来源与同位素示踪 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 样品采集与实验分析 |
| 3.3 稳定碳同位素的分布与影响因素分析 |
| 3.4 稳定氮同位素的分布与影响因素分析 |
| 3.5 沉积物中有机质的来源辨析与定量估算 |
| 3.6 小结与认识 |
| 参考文献 |
| 第四章 潮滩沉积物-水界面营养盐的时空分布、累积与动态交换 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 野外采样与实验方法 |
| 4.3 上覆水中N、P的累积与影响因素分析 |
| 4.4 表层孔隙水中N、P的累积与影响因素分析 |
| 4.5 表层沉积物中N、P的累积与影响因素分析 |
| 4.6 营养盐的界面交换及其生态效应 |
| 4.7 小结与认识 |
| 参考文献 |
| 第五章 潮滩界面沉积物对营养盐的吸附与动力学过程 |
| 5.1 PO_4~(3-)-P的吸附动力学与等温吸附特征 |
| 5.2 环境因子对PO_4~(3-)-P吸附过程的影响效应 |
| 5.3 潮滩沉积物对NH_4~+-N的吸附特性及影响机制 |
| 5.4 小结与认识 |
| 参考文献 |
| 第六章 潮滩沉积物氨氮的再生过程及其影响机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 样品采集与现场模拟 |
| 6.3 沉积物理化性质特征 |
| 6.4 暴露期间沉积物含水率与温度变化 |
| 6.5 暴露期间沉积物中氨氮变化及其影响机制 |
| 6.6 氨氮再生及其生态效应 |
| 6.7 小结与认识 |
| 参考文献 |
| 第七章 潮滩营养盐循环过程中大型底栖动物效应及其机理 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 样品采集与实验模拟 |
| 7.3 营养盐界面交换与底栖动物的作用机制 |
| 7.4 谭氏泥蟹在营养盐早期成岩变化中的作用与影响机制 |
| 7.5 河蚬对沉积物中N的转化过程影响与作用机制 |
| 7.6 小结与认识 |
| 参考文献 |
| 第八章 潮滩营养盐循环对河口盐淡水交互作用的响应与作用机制 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 样品采集与实验模拟 |
| 8.3 盐淡水交互作用特征 |
| 8.4 营养盐界面交换过程中的盐度效应 |
| 8.5 不同盐度下沉积物中水溶性盐分的剖面分布 |
| 8.6 盐度变化对沉积物中氮的转化过程影响分析 |
| 8.7 盐度变化对沉积物中磷的早期成岩过程影响与机制 |
| 8.8 不同盐度下孔隙水中营养盐的转化动力学过程 |
| 8.9 小结与认识 |
| 参考文献 |
| 第九章 河口潮滩“干湿交替变化”模式与营养盐的循环过程 |
| 9.1 引言 |
| 9.2 样品采集与实验模拟 |
| 9.3 干湿变化对营养盐界面交换的影响效应 |
| 9.4 干湿变化模式下沉积物中水溶性盐分的剖面分布 |
| 9.5 干湿变化对沉积物中氮的转化过程影响及作用机制 |
| 9.6 干湿交替模式下沉积物中磷的早期成岩变化与影响机制 |
| 9.7 小结与认识 |
| 参考文献 |
| 第十章 结论与展望 |
| 10.1 主要结论 |
| 10.2 研究展望 |
| 参与的科研项目与撰写的主要论文 |
| 后记 |
四、扩散层模式对黄河水体沉积物表面特征的应用（论文参考文献）
- [1]滨海河流沉积物的典型重金属质量基准确定及Cd污染原位修复研究[D]. 刘群群. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [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]RBF河床沉积物中氮形态转化及其微生物响应特征研究[D]. 王佳梅. 吉林大学, 2021(01)
- [4]巢湖PAHs在水—沉积物的垂直浓度分布及交换过程研究[D]. 黄亚龙. 合肥工业大学, 2019(01)
- [5]三峡水库磷的输移转化特征及其影响机制研究[D]. 韩超南. 清华大学, 2018(06)
- [6]珠江三角洲典型有机污染物的环境行为及人群暴露风险[J]. 鲍恋君,郭英,刘良英,曾永平. 化学进展, 2017(09)
- [7]表面络合模式在天然体系中的应用研究进展[J]. 杨航,李敏. 环境科学与技术, 2012(S2)
- [8]巢湖沉积物重金属质量基准的研究[D]. 余秀娟. 安徽师范大学, 2012(02)
- [9]黄河泥沙沉积物的理化性质及其对磷的吸附行为研究[D]. 胡康博. 北京林业大学, 2011(10)
- [10]长江口滨岸潮滩营养盐环境地球化学过程及生态效应[D]. 侯立军. 华东师范大学, 2004(04)