一、黄河水体沉积物的表面电荷性质研究（论文文献综述）
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[1]（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。
王健康[2]（2020）在《白洋淀典型重金属的沉积物-水界面过程及其迁移转化机制研究》文中研究说明重金属污染问题是全球面临的重大水环境问题之一。我国属于多湖泊国家,作为我国北方最大的淡水湖（湿地）—白洋淀,随着雄安新区的设立,其环境问题受到了广泛的关注。本研究以白洋淀湖为研究对象,全面系统地分析了白洋淀典型重金属（As、Cd、Cr、Cu、Pb、Ni、Sb和Zn）的污染特征并对其污染源进行追溯。通过原位分析方法探究了白洋淀有效态重金属的迁移释放过程及其影响因素,并在此基础上揭示了沉积物-水界面锑的氧化迁移机制。通过系统研究,主要研究结论如下:（1）白洋淀典型重金属的污染特征白洋淀水体中所考察的重金属浓度均处于中丰度水平以内,水质指数（WQI）评价结果显示其水质为“优”级,健康风险评价结果显示,白洋淀水体不会对人体产生健康风险。除镉（Cd）外,白洋淀沉积物中各典型金属的含量基本与河北省的土壤背景值相当。地积累(Igeo)和潜在生态风险（RI）评价结果显示,沉积物存在一定的Cd污染风险,且表现出北部污染风险高于南部的特点。铅同位素示踪分析结果表明,白洋淀沉积物人为污染源为燃煤,大气沉降为其主要的传输途径。表层沉积物中的重金属经再悬浮在鱼体内的富集量较低,当地居民不会因食用鱼类而对身体产生健康风险。（2）白洋淀沉积物典型重金属的迁移释放特征通过异位顺序提取方法（the Community Bureau of Reference,BCR）分析,白洋淀沉积物中As、Cd和Pb的赋存形态主要为非残渣态;而Cu、Cr、Ni、Sb和Zn的赋存形态主要为残渣态。以酸提取态为基准的风险评估编码（RAC）和生物可利用金属指数（BMI）评价结果显示,以非残渣形态存在的As、Cd和Pb的迁移释放风险表现出南部高于北部的特点。然而,原位梯度薄膜扩散技术（Diffusive Gradients in Thin-films,DGT）分析结果表明,不同金属元素仅在不同的采样点处呈现出不同的迁移方向,但并无明显的区域差异。（3）白洋淀沉积物-水界面有效态金属的扩散通量及迁移特征研究通过原位DGT对典型重金属元素Cu、Ni、Pb和Zn在沉积物-水界面的扩散通量计算,Cu、Ni、Pb和Zn在整个白洋淀中的平均扩散通量分别为:-1.78、0.09、18.25和0.55 pg·cm-2·s-1。Cu、Ni、Pb和Zn在沉积物中的迁移主要与硫化物的共释放有关;进一步分析典型金属元素As、Cd和Cr在沉积物-水界面中的扩散通量发现,金属元素As、Cd和Cr在沉积物-水界面的扩散通量分别为:-3.19、0.002和-1.48 pg·cm-2·s-1,其在沉积物中的迁移则与Fe/Mn（氢）氧化物有关。（4）Sb在沉积物-水界面的氧化迁移机制通过机理实验结果发现,Sb（III）在沉积物-水界面中的氧化迁移过程主要以非生物途径完成。其进入沉积物-水界面过程中,首先被沉积物吸附,然后经沉积物介质中的铁锰氧化物氧化进而释放到上层水体中。其中,氧化过程分为两个阶段,第一阶段以Mn氧化为主,其氧化机理为Mn自身的强氧化性;第二阶段为Fe参与的电荷迁移（LMCT）氧化,其机理为Sb（III）与Fe（III）在（弱）碱性条件下形成络合配体,通过电荷转移（LMCT）实现对Sb（III）的氧化迁移。本研究通过原位DGT分析技术,明晰了白洋淀沉积物有效态重金属的迁移特征及其潜在影响机制,在一定程度上填补了白洋淀地区重金属污染领域的研究空白。同时,本研究揭示了沉积物-水界面重金属元素锑受铁锰氧化物的氧化迁移机制,有力地推动了锑在天然浅水型湖泊中的地球化学认知。
田初晨[3]（2020）在《硅在黄河内蒙古段沉积物上的吸附特征及形态变化研究》文中研究表明沉积物是河流中硅的重要储库,其对上覆水中营养盐硅的“源/汇”效应在整个河流生态系统的地球化学循环中扮演着重要角色,研究对水体中硅的赋存形态,迁移转化有重要的意义。黄河内蒙古段地理位置特殊,西岸分布着乌兰布和沙漠,南岸分布着库布齐沙漠,境内建有三个大坝,总颗粒物浓度变化较大,人为活动频繁,影响复杂。为此,本文研究了上覆水及沉积物中硅的赋存形态,沉积物对硅的吸附动力学与热力学特征,以及吸附或释放前后硅的形态变化,并对修正后的Langmuir交叉吸附等温式进行数据拟合,这对于揭示黄河内蒙古段沉积物硅的“源”或“汇”关系,探索硅在沉积物上的吸附与释放机理,评估硅的释放风险具有重要意义。研究结果表明:（1）黄河内蒙古段上覆水中溶解硅（DSi）含量为22.26121.06μmol·L-1,生物硅（BSi）含量为2.5513.61μmol·L-1,总硅（TSi）含量为24.80134.67μmol·L-1,DSi为影响TSi的主要影响因素;沉积物中总硅（∑Si）含量为26.3469.66g·kg-1,各形态硅的含量顺序为残渣态硅（Residual-Si）>铁锰氧化物结合态硅（IMOF-Si）>有机硫化物结合态硅（OSF-Si）>碳酸盐结合态硅（CF-Si）>可交换态硅（IEF-Si）,Residual-Si为沉积物中硅的主要赋存形态,含量占∑Si比率为91.78%98.06%。（2）黄河内蒙古段沉积物对硅的吸附在24h基本达到吸附平衡,吸附行为更符合Lagergren二级吸附动力学模型,扩散过程可用Weber–Morris来描述;沉积物对硅的吸附量会随着沉积物质量浓度的减少而增加,随着初始硅浓度的增加而增加,各沉积物在pH为8-9时吸附量接近最大值。（3）黄河内蒙古段沉积物对硅的吸附热力学行为符合修正后的Langmuir交叉型吸附等温式,吸附容量为122.894387.602mg·kg-1,内源硅（NAS）的含量为47.503268.315mg·kg-1,ESC0为0.9627.645mg·L-1;沉积物H1、H2、H6、H7和H8表现为水体中硅的“源”,H3、H4和H5表现为水体中硅的“汇”。（4）黄河内蒙古段沉积物内源硅的释放、外源硅与内源硅的释放释放均表现为快速释放、缓慢释放和慢速释放三个阶段,释放的除了IEF-Si外还包含有其它形态的硅。（5）黄河内蒙古段沉积物吸附硅后IEF-Si的含量变化表明黄河内蒙古段沉积物在水体中主要扮演硅源的角色;当沉积物对硅的吸附量接近饱和时,采样点距离较近的沉积物中CF-Si、IMOF-Si与OSF-Si表现出来的变化相似;释放后的形态变化说明;IEF-Si的释放量基本来自于外源硅,IEF-Si与CF-Si有潜在的释放风险。
徐秀月[4]（2019）在《AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征及其净化机制研究》文中指出我国矿山每年因采矿、选矿而排放的废水量达12～15亿t,矿山在开采过程中产生的大量酸性矿山废水（Acid mine drainage,AMD）已成为矿区主要的污染源。传统AMD处理技术采用人工化学物质（如添加石灰、石灰石、氢氧化钠或其他碱性物质）来处理,主要通过化学反应提高AMD的p H值进而降低重金属的浓度。而利用湿地系统进行AMD的处理技术是替代传统化学处理的一种重要技术,主要是通过湿地系统内的填料、植物、微生物体系耦合产生的物理化学反应及生物化学作用,通过将Fe、Mn及其它特征污染物形成沉淀进入沉积物中或被吸收转化成为生物体组成部分等途径来实现AMD的生态净化。但目前在该领域内,国内外的研究主要将关注点放在基质改良及“超富集”植物的筛选上,而忽略了湿地是一个综合处理系统。人工湿地处理重金属废水研究中,对湿地系统内基质改良以及植物筛选方面取了一定的成果,但在二者的耦合作用下对废水中特征重金属迁移转化及效应方面的研究较少,限制了湿地处理系统对含重金属废水特别是在AMD处理领域的应用。另外,在湿地植物衰亡过程中,湿地植物根、茎、叶等大量凋落物会为湿地系统中提供大量的活性有机质（微生物碳源及还原性物质）,凋落物的分解过程不仅对废水中重金属进入沉积物环境会产生重要影响,且对沉积物中重金属的活性（其稳定性导致的二次释放）也将产生重要影响,尤其是近年来水体沉积物中重金属的二次释放产生的污染的调控已经成为学术界和工程界普遍关注的环境问题。此外,工业或矿山废水中往往含有多种复合污染物,寻找同时能富集多种重金属的植物难度较大,特别是在处理酸度较大且含有高浓度Fe、Mn及其他多种重金属元素的AMD时面临的问题更为突出。因此在使用人工湿地处理AMD过程中,深入分析AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征,寻找耐酸、生物量大且抗逆性强的湿地植物及填料,并揭示AMD-湿地系统对AMD中Fe、Mn等特征污染物的净化机制,对富含多种重金属的AMD的生态净化尤为重要。本文以AMD-湿地处理系统为研究对象,对AMD-野外人工湿地和AMD-小型模拟人工湿地中不同取样点的水体、沉积物、孔隙水以及湿地植物（节节草）进行取样分析,综合揭示AMD-湿地系统中水体、沉积物、孔隙水以及节节草中Fe、Mn以及其它相关指标的时空变化规律;在此基础上,通过小型模拟人工湿地实验,研究了不同条件下(初始Fe2+浓度、p H、Mn)节节草对Fe的富集和转运特征;同时分析了湿地系统内沉积物中的铁氧化物、锰氧化物、有机质,以及湿地系统内不同类型有机质（难溶有机质、溶解性有机质及不含有机质）对沉积物吸附Fe、Mn的影响;在此基础上系统研究了湿地活体植物节节草的参与、节节草凋落物的腐解以及接种还原性微生物对Fe、Mn在“水体-沉积物-节节草”中的分布特征及湿地处理系统对AMD中重金属的综合净化机制,通过以上相关研究,得到以下认识:（1）AMD-湿地系统对Fe、Mn及其它重金属的净化作用受水文季节的影响较大。枯水期AMD-野外自然湿地在湿地出口处Fe、Cu、Zn、Al浓度分别是对照组的6.7、1.2、9.6和31倍,Fe、Mn、Pb、Cd、Cr和As最大含量分别是《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）（III）类的135、29.1、10.66、30.8、1.97和36.2倍;AMD-小型人工湿地中,在平水期AMD中Fe、Mn浓度高于枯水期和丰水期,枯水期Cu、Zn、Al、SO42-浓度分别是对照组的1.67～1.83、9.25～13.82、16.7～38.2和9.07～12.67倍。在丰水期湿地出口处Fe未超标,枯水期超标1.3倍,平水期超标达14.23倍,平水期Mn超标4倍,Pb、Cd、Cr和As超标严重,枯水期其出口处超标倍数分别为7.58、19.4、1.47和24.2,Cu、Zn在各点处均未超标。（2）AMD-人工湿地系统内沉积物及沉积物孔隙水中重金属含量差异较大。沉积物中各重金属元素含量为:Fe>Al>Mn>Zn>Cr>Pb>As>Cu>Cd>Ni,自然湿地系统中,各元素与《贵州表生沉积物地球化学背景值》相比较结果显示,除Ni外,其余元素的含量均超过相应标准值,其中元素Fe、Mn、Cu、Zn、Pb、Cd、Cr、Al、As的最大超标倍数分别为9、13.9、2.6、3.9、3.4、11.6、1.5、4.8和5.6倍。相应小型人工湿地沉积物中各元素浓度最大值是其背景值的5.6、8.8、2.4、2.7、3、10.6、1.5、3.7、3.8倍;沉积物孔隙水中各元素的分布规律为Fe>Mn>Al>As>Pb>Zn>Cu>Cd>Ni>Cr,其中Fe、Mn在根际孔隙水中含量明显小于其在非根际沉积物中孔隙水的含量。（3）节节草对AMD中重金属表现出较强的富集能力,且受AMD特征污染物的显着影响。节节草对Fe、Mn、Cu、Cd等具有较强的富集能力,对Zn、Pb、Cr、Ni具有一定的富集作用,除Mn外,多种元素被富集在节节草根表部位,Mn则在节节草根表、根内以及地上部分均有较高的富集量。（4）不同初始Fe2+浓度、p H、Mn均会影响Fe在节节草体内的富集和转运特征。初始Fe2+浓度为0～150 mg/L时,节节草根表Fe的含量随着初始Fe浓度的增加而增加,初始Fe2+浓度为200 mg/L时,节节草根表富集Fe量明显降低;p H为6时,节节草根表、根内及地上Fe含量均达到最大值;当Mn浓度小于5 mg/L时,低浓度Mn促进了根表Fe含量的增加,且有利于根表Fe向根内及地上部分的转运;当Mn的浓度为20 mg/L时,高浓度Mn则抑制了节节草对Fe的富集。（5）沉积物中的各类矿物组分及湿地植物产生的有机质对Fe、Mn具有明显的吸附规律。Freundlich和Langmuir方程均能很好地描述各类非残态矿物组分对Fe、Mn的等温吸附过程。一级动力学、Elovich以及双常数方程均能很好地表征非残渣态矿物组分对Fe的吸附动力学特征,对Mn的吸附使用一级动力学和Elovich方程拟合效果较好,在表层沉积物中,锰氧化物与有机质在沉积物吸附Fe的过程中起到了重要的作用,而铁氧化物在沉积物吸附Mn的过程中具有重要作用;Freundlich和Langmuir方程均能很好地描述含不同类型有机质沉积物对Fe的等温吸附过程,Langmuir能较好地表征含不同类型沉积物对Mn的等温吸附特征。使用一级动力学和Elovich均能很好地表征Fe、Mn在各类沉积物中的吸附动力学特征,在表层沉积物中,难溶性有机质在沉积物吸附Fe、Mn的过程中起到重要的作用,溶解性有机质显着地降低了沉积物对Fe、Mn的吸附效果。（6）节节草对Fe、Mn在表层沉积物的分布具有显着影响。节节草对Fe在表层沉积物中有明显的根际累积效应,Mn在表层沉积物中含量增加,但无明显的根际效应;根际沉积物中铁锰氧化物结合态Fe含量升高是节节草根际Fe含量增加的主要原因,表层沉积物中弱酸提取态Mn含量升高是沉积物中Mn含量增加的主要原因;栽种节节草对总Fe在孔隙水中的分布有显着影响,对孔隙水中Mn浓度的变化无显着影响;实验过程中,节节草根表、根内以及地上部分Fe含量持续增加,Mn元素主要富集在节节草的根表和地上部分。（7）湿地植物节节草凋落物对AMD中Fe、Mn向沉积物的迁移转化产生明显影响。节节草凋落物腐解抑制了AMD中Fe、Mn向沉积物中迁移转化;凋落物腐解过程使沉积物中有机碳（OC）及溶解性有机碳（DOC）显着或极显着增加,并促进了沉积物Fe、Mn的溶解释放;凋落物腐解促进铁锰氧化物结合态Fe、Mn向弱酸提取态和有机质结合态之间的转化,腐解过程增加了孔隙水中Fe、Mn和总有机碳（TOC）的浓度,降低了Fe、Mn在节节草根表的富集。（8）沉积物中接种还原性微生物硫酸盐还原菌（Sulfate-Reducing Bacteria,SRB）对沉积物中特征污染物赋存形态具有明显影响。接种SRB会降低上覆水体中Fe、Mn、Cu的浓度,对上覆水Zn的浓度影响较小。接种SRB会降低沉积物中铁锰氧化物结合态和弱酸提取态Fe、Mn、Cu的含量,使有机质结合态Fe、Mn、Cu的含量增加。接种SRB促进弱酸提取态Zn和铁锰氧化态Zn之间的转化。（9）湿地系统内沉积物中接种还原性微生物SRB可对AMD、沉积物及沉积物孔隙水中特征污染物的赋存形态具有显着或极显着影响,但对湿地植物吸收、富集和转运Fe、Mn无显着影响。湿地系统中,在沉积物中接种SRB会显着降低AMD中Fe2+和总Fe、Mn、SO42-和TOC,最终使得上覆AMD中污染物转移至沉积物中,同时显着或极显着地降低沉积物OC及DOC含量,使表层沉积物中Fe、Mn含量显着增加。接种SRB后沉积物弱酸提取态和铁锰氧化物结合态Fe、Mn含量降低,增加了有机质结合态Fe、Mn含量,实现了沉积物中Fe、Mn从不稳定态向稳定态转化;沉积物中接种SRB使孔隙水中Fe2+、总Fe以及Mn的含量显着降低。接种SRB后,节节草根表Fe、Mn含量先降低后逐渐升高,节节草根内和地上Fe、Mn含量也有一定的增加,但增加幅度小于“凋落物”组中各部分Fe、Mn的增加量,接种SRB对节节草富集和转运Fe、Mn无显着影响。
席颖[5]（2019）在《三峡库区香溪河库湾多环芳烃污染特征及其风险评价》文中提出自从三峡大坝建成后,受防洪调度的影响,库区水位周期性消涨,库区环境污染物的迁移转化行为发生了显着的改变。近年来,受到库区航运以及库岸人类活动的频繁影响,库区多地发现不同程度的多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）污染,而这种污染在水位消涨的影响下,将会进一步扩散,威胁三峡库区水陆生态系统的健康与安全。因此,在三峡库区进行PAHs的系统研究与评价,对于库区PAHs的污染防治具有重要意义。本文以三峡库区香溪河库湾为研究对象,系统地研究了三峡库区香溪河库湾PAHs在表层水体、沉积物和消落带及其上缘土壤的分布特征,并运用相关数学模型对其环境行为、来源以及风险进行分析和评价。旨在为香溪河库湾环境保护和PAHs污染防治提供理论依据。主要研究内容和结论如下:（1）香溪河库岸带土壤PAHs时空分布特征及相关性分析;2017年6月至2018年3月期间,固定设置采样点,并现场采集了香溪河库岸带3个不同特征区域（消落带上缘、消落带、沉积物）的土壤样品,测定了土壤16种美国环保署优先控制的PAHs、基本理化指标（p H值、有机质、总氮、总磷、总有机碳）和典型重金属污染物（Cu、Pb、Cd、Cr）的含量,开展了PAHs与土壤重金属和理化性质之间的相关性研究。研究表明:库岸带土壤16种PAHs单体在三个区域均以中低环PAHs为主。沉积物、消落带以及消落带上缘土壤的PAHs总量变化范围分别为10.73-1325.25 ng/g、43.60-2110.00 ng/g、83.09-2476.01 ng/g,平均值分别为234.90 ng/g、464.20 ng/g、916.71 ng/g,即消落带上缘PAHs总量最大,消落带的次之,沉积物的最小。水平样带靠近峡口镇和长江入江口的PAHs总量较高。相关性分析表明,PAHs与土壤总磷、Cd和2-50μm的土壤团聚体存在显着的负相关性（p<0.05）,而与土壤总有机碳（TOC）之间存在不显着的正相关性,PAHs各单体之间及其与总PAHs之间都存在极显着正相关性（p<0.01）。（2）PAHs在水-沉积物界面的污染特征及扩散行为研究;2017年6月至2018年3月期间,设置固定采样点,并现场采集了香溪河库湾5个水平样带的表层水体样品,测定了表层水体PAHs的浓度,并采用逸度模型分析了沉积物-水界面的扩散行为。研究表明,香溪河库湾表层水体总PAHs浓度范围为178.00-294.53 ng/L,以3-4环PAHs单体为主。表层水体5-6环PAHs与水体浊度有显着正相关性（p<0.05）。逸度模型分析结果表明,香溪河夏季和秋季PAHs在水体-沉积物界面主要以向沉积物沉降为主,冬季和春季PAHs主要处于动态平衡状态。香溪河沉积物监测时间段内PAHs无二次释放的风险。有机碳、炭黑质量分数对PAHs在水体-沉积物界面的扩散行为有较大的影响,有机碳、炭黑质量分数越高,逸度分数值越低,对水体-沉积物界面的PAHs吸附越强;炭黑比有机碳对PAHs具有更强的吸附能力。（3）PAHs在不同海拔消落带土壤中的分布特征及其对水位消涨的响应;消落带各海拔土壤PAHs在一个水位消涨周期内,整体表现为下层土壤PAHs大于上层土壤。145-155 m高程的土壤PAHs的分布主要受水位消涨的影响,而165-175m土壤PAHs的分布受库岸PAHs外源排放的影响较大。经历了一个周期的水位消涨后,土壤p H值和总磷含量变大,165 m处的土壤p H值以及175 m处的土壤总磷对水位消涨最为敏感;粒径大于50μm的土壤团聚体比例减少,小于2μm的土壤团聚体比例增加,155 m-165 m高程的土壤团聚体对水位消涨最为敏感;土壤TOC、有机质、总氮含量减小,155 m-165 m处的土壤TOC及有机质和145 m高程的土壤总氮对水位消涨响应敏感;土壤PAHs的总浓度增高,其中2-3环PAHs浓度降低,4-6环PAHs浓度增加,145 m和175 m处的PAHs增量最大,165-175 m处的土壤PAHs对水位消涨的响应最为强烈。皮尔森相关性分析表明,PAHs总量与大于50μm的土壤团聚体有显着负相关性（p<0.05）,4环PAHs与小于2μm土壤团聚体有显着正相关性（p<0.05）。6环PAHs与3环PAHs有显着正相关性（p<0.05）。PAHs总量与消落带海拔、土壤有机质、总磷、有机碳、总氮等无显着相关性。各海拔消落带土壤、沉积物、消落带上缘土壤PAHs之间都存在极显着的正相关性（p<0.01）,表层水体PAHs只与消落带155 m和175 m处的土壤PAHs之间存在显着的正相关性（p<0.05）。（4）香溪河库湾PAHs溯源分析及风险评价;基于异构体比值法和主成分回归分析模型综合分析了香溪河库湾PAHs的来源,分析表明,香溪河表层水体PAHs在秋季是以石油源为主,在其它三个季节以燃烧源为主;而沉积物、消落带及其上缘土壤PAHs在四个季节均以混合燃烧源为主。香溪河库湾4个区域PAHs单体大部分处于中等风险水平,水体、消落带及其上缘土壤PAHs总量评估风险均为Ⅳ级高等风险等级,沉积物在夏季和冬季处于Ⅳ级高等风险等级,而在秋季和春季处于Ⅱ级低等风险等级;香溪河库湾PAHs总量风险值表现为消落带上缘>水体>消落带>沉积物。PAHs在沉积物、水体、消落带及其上缘土壤以吞食和皮肤接触对人体具有潜在致癌风险。各区域致癌风险值的顺序表现为:沉积物>水体>消落带上缘>消落带。皮肤接触产生的风险大于吞食。
王雪平[6]（2019）在《灞河沉积物上苯酚和双酚A竞争吸附及影响因素研究》文中研究表明河流水体和沉积物中酚类内分泌干扰物（Endocrine Disrupting Chemicals,EDCs）因其广泛存在和危害持久受到广泛关注,为研究河流沉积物在多种酚类EDCs共存条件下的吸附行为,本文在分析灞河水-沉积物体系中苯酚（phenol）和双酚A（bisphenol A,BPA）污染特征的基础上,以灞河表层沉积物为吸附剂,通过静态吸附实验研究二者在单溶质和双溶质体系下的吸附行为特性。在此基础上,采用位点能量分布理论分析污染物之间的竞争吸附机理。同时,对颗粒粒径、腐殖酸浓度、pH和温度对双溶质体系下两种污染物吸附的主效应和交互效应进行研究。主要结论如下:（1）2018年1月2018年8月调查期间,灞河水体中苯酚浓度为0.01210.815μg/L,检出率44.44%;双酚A的浓度范围0.0680.700μg/L,检出率72.22%。沉积物中苯酚含量为0.3624.879 mg/kg,双酚A浓度为0.0770.387 mg/kg;沉积物中污染物检出率分别为100%和94.44%。灞河水体中两种污染物不存在显着相关性,但二者在沉积物中尤其是丰水期具有显着的负相关。（2）单溶质体系下的苯酚和双酚A在沉积物上的吸附行为更符合Elovich模型;双溶质体系下苯酚的吸附过程更符合为拟二级动力学方程,双酚A则更接近Elovich模型。（3）Freundlich模型较Langmuir模型更适合表达苯酚和双酚A在沉积物上的吸附情况。通过位点能量分布理论对单溶质和双溶质下河流沉积物对苯酚和双酚A的吸附特性进行分析,结果表明:相同浓度（150 mg/L）条件下,双溶质体系下苯酚平均位点能量和位点能量非均质性分别降低0.867%和3.473%,吸附位点数量降低1.230%;双酚A平均位点能量和位点能量非均质分别增大了6.074%和14.992%,吸附位点数量增大6.389%。即双溶质体系下,二者之间存在一定的竞争吸附,双酚A处于竞争优势。（4）响应曲面拟合结果表明单一因素和多因素交互作用对沉积物上污染物的吸附量的影响各不相同。4种单因素中仅腐殖酸浓度对苯酚在沉积物上的吸附行为影响显着;多因素交互作用下,腐殖酸浓度和温度的交互作用显着促进了苯酚的吸附。四个单一因素对双酚A吸附量的影响大小顺序:颗粒粒径>腐殖酸浓度>pH>温度。其中颗粒粒径显着抑制了沉积物对双酚A的吸附作用。二阶交互作用以颗粒粒径×pH的促进作用显着。
胡蓓蓓[7]（2016）在《菲和苯胺在黄河水体沉积物上的吸附行为研究》文中认为以菲和苯胺分别为极性、非极性模型有毒有机污染物,研究它们在黄河沉积物-水界面上的吸附行为和规律。论文较系统考察了影响吸附过程的各种因素,包括吸附平衡时间、p H、温度、表面活性剂、水溶性有机质等,探讨了吸附过程的动力学和热力学,同时结合沉积物颗粒有机碳含量、比表面积等性质对吸附现象进行了分析讨论,得到了一些有科学意义的结论。1、通过不同点位黄河沉积物对菲的吸附过程研究发现:西沃沉积物在菲初始浓度0.40 mg/L,p H=7.0、温度为298 K时,达到平衡所需时间为16 h,平衡吸附量为0.021mg/g;同样条件下,小浪底沉积物达到平衡所需时间为20 h,平衡吸附量为0.016 mg/g。结合沉积物颗粒的理化性质分析认为,沉积物对非极性菲的吸附主要受沉积物中有机碳含量的影响。用伪一级、伪二级动力学和Elovich方程对吸附过程的动力学进行了拟合,表明吸附过程用伪二级动力学方程拟合较好,反映出沉积物对菲的吸附过程比较复杂,受多个过程如水膜扩散、吸附剂颗粒表面扩散和吸附剂内部微孔扩散等控制。Langmuir、Freundlich和Henry模型对吸附平衡等温线拟合表明,Freundlich和Henry模型拟合结果均较佳,菲在沉积物上的吸着以分配过程为主。西沃沉积物对菲吸附过程的热力学参数ΔG0（-10.679KJ/mol,298k）、ΔH0（-26.01KJ/mol）、ΔS0（-0.051k J/（mol·K））均小于零,吸附为放热过程,吸附的主要驱动力是焓变ΔH0,温度升高不利于吸附的进行。不同类型的表面活性剂对菲吸附的影响差异较大,阳离子表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）、阴离子表面活性剂十二烷基硫酸钠（SDS）和非离子表面活性剂吐温80（Tween-80）都能够促进吸附的进行,其中CTAB和Tween-80对菲吸附的促进效果相对SDS更显着;水中溶解性有机质的含量也与实验平衡吸附量呈正相关。2、极性有机物苯胺在黄河西沃沉积物上的吸附要远小于极性较小的菲。当苯胺初始浓度为5.0μg/L,pH=7.0、温度为298K时,吸附达到平衡所需时间为12 h,平衡吸附量为0.06μg/g。用伪一级、伪二级和Elovich动力学方程对苯胺的吸附过程进行了拟合,结果表明吸附过程符合伪二级动力学。对吸附平衡等温线进行Langmuir、Freundlich和Henry方程拟合表明,Freundlich和Henry模型均有较好的拟合效果,苯胺在沉积物上的吸附作用以分配为主。吸附过程的热力学计算ΔG0（-7.043KJ/mol,288K）小于0,而ΔH0（2.152KJ/mol）、ΔS0（0.032k J/（mol·K））大于零,温度的升高更利于吸附的进行,促进吸附过程进行的驱动力是熵变。不同类型的表面活性剂对苯胺在沉积物吸附行为的影响不同,阳离子表面活性剂CTAB和非离子表面活性剂Tween-80均可促进吸附的进行,而阴离子表面活性剂SDS对吸附有抑制作用。苯胺的吸附量也与水中溶解性有机质和沉积物的有机碳的含量呈正相关。
陈娟娟,葛成凤,姬泓巍,曹晓燕,刘素美[8]（2015）在《长江口邻近海域沉积物对磷的吸附作用初步研究》文中研究表明选取长江口邻近海域的沉积物风干研磨后筛分为4个不同粒度的样品（4080目,80100目,120200目及200目以下）,考察粒度及磷浓度对动力学吸附的影响,比较了处理方式、介质pH及所含腐殖酸HA对等温吸附的影响。结果发现:（1）沉积物对磷的吸附可用伪二级动力学方程描述,沉积物粒度越小、初始磷浓度越大,对磷的吸附速率越大;（2）等温吸附曲线可用Langmuir-交叉型等温式拟合,磷的吸附量随粒度减小而增加。沉积物经HCl处理之后,对磷的吸附能力增强,沉积物对磷的吸附量与介质中HA的浓度正相关,pH对沉积物吸附磷的影响较为复杂,"稳定pH范围"约为79。
刘林[9]（2014）在《开封市城市水体沉积物污染特征及污染评价》文中指出本文以开封市三个城市水体（龙亭湖、包公湖、铁塔湖）沉积物为研究对象，2013年4月按照均匀布置的原则总共采集49个样点，其中龙亭湖设置18个采样点，包公湖设置20个采样点，铁塔湖设置11个采样点。测定了沉积物的理化性质、总氮、总磷、重金属元素含量，分析了各自的空间分布特征，并选取太湖、巢湖两个天然水体沉积物进行参照对比分析。同时对三个城市水体沉积物总氮、总磷、重金属元素与理化性质的相关性进行了分析，并对其进行污染评价。研究表明：（1）三个城市水体沉积物均呈微碱性；粒径较粗，以粉砂组分所占比重较高；有机碳含量高值区均处于受人类活动影响较大的区域。沉积物的粒径除了少数样点大于63μm外，其余主要集中在4～63μm之间。龙亭湖沉积物有机碳含量由西部湖区西北部到中部湖区东南部逐渐升高，包公湖和铁塔湖分布规律不明显。（2）三个城市水体沉积物与天然水体沉积物的理化性质存在一定差异。太湖沉积物全湖平均的pH值为6.6，呈微酸性，巢湖沉积物全湖平均的pH值为7.12，趋近于中性；三个城市水体沉积物细砂和粉砂的组分都高于对比的天然水体，即颗粒粒径较天然水体更粗；三个城市水体沉积物中有机碳含量均高于两个天然水体。（3）三个城市水体沉积物总氮、总磷含量的高低顺序均为包公湖＞铁塔湖＞龙亭湖。总氮、总磷含量较高的区域均处于受人类活动影响较大的岸边区域。龙亭湖、包公湖、铁塔湖沉积物总氮的分布特征均与有机碳较为相似；龙亭、包公两湖沉积物总磷的分布特征与总氮、有机碳有所差异，铁塔湖则较为相似。（4）氮磷含量与理化性质的相关性表明，三个城市水体沉积物中氮主要以有机氮的形式存在；龙亭湖沉积物的氮磷污染的来源差异较大，包公湖、铁塔湖氮磷污染的来源有一定的同源性。三个水体的氮、磷、有机碳与pH值呈负相关关系；龙亭湖、铁塔湖沉积物中氮、磷、有机碳与>63μm粒级呈负相关关系，与<4μm呈正相关关系，包公湖则与龙亭、铁塔两湖相反。（5）通过有机污染指数和单一因子指数评价结果表明，龙亭湖、铁塔湖除了个别样点属于尚清洁程度外，其余全达到有机污染程度，包公湖所有样点均属于有机污染程度。三个城市水体沉积物所有样点的总氮评价指数均超过了评价标准值；包公湖、铁塔湖沉积物所有样点的总磷评价指数均超过了评价标准值，龙亭湖77.8%样点超过了评价标准值，说明三个城市水体沉积物的氮磷污染已具有一定生态风险效应。（6）三个城市水体沉积物六种重金属含量的高低顺序均依次为包公湖＞龙亭湖＞铁塔湖。重金属含量在城市河流入湖口区域较低是因受到水流冲刷的作用，岸边受人类活动影响较大的区域重金属含量较高。（7）龙亭湖沉积物Cr、Ni、Cu、Zn、Cd的污染来源可能相同，Pb与Cr、Ni、Cu的污染来源可能相同；包公湖沉积物Cr、Cu、Zn、Cd的污染来源可能相同； Pb的污染来源与其它重金属不同；铁塔湖Cr、Ni、Cu、Zn、Cd的污染来源可能相同，Pb的污染来源与其它重金属不同。龙亭湖沉积物各重金属元素与粒径之间的相关性随着粒级的粗到细由负相关变为正相关，有机碳与Cr、Ni、Cu、Zn、Cd呈极为显着的正相关关系，pH值与Cr、Ni、Cu、Zn、Cd呈极为显着的负相关关系；包公湖沉积物重金属除Ni外均与<4μm粒级不存在显着的相关性，有机碳与Cr、Cu、Zn、Cd呈显着的正相关关系，pH值Cr、Cu、Zn、Cd、Pb呈显着的负相关关系；铁塔湖沉积物重金属除Cr、Ni外与<4μm粒级的相关性均不显着，有机碳与Cr、Ni、Cu、Zn、Cd呈显着的正相关关系， pH值与Cu、Zn、Cd呈显着的负相关关系。（8）用地积累指数法对三个城市水体沉积物的6种重金属进行评价表明：若以工业化前沉积物金属最高背景值做参照值，龙亭湖、铁塔湖沉积物各个重金属元素属于清洁状态；包公湖沉积物Cu达到轻度污染状态，其余5种重金属元素属于清洁状态。若以开封市土壤背景值做参照值，龙亭湖沉积物Cr、Ni、Cu、Zn属于轻度污染，Cd属于清洁状态，Pb达到偏中度污染；包公湖沉积物Cr、Zn、Pb属于偏中度污染，Ni和Cd属于轻度污染，Cu为中度污染。铁塔湖沉积物Cr、Cu、Zn属于轻度污染，Ni、Cd属于清洁状态，Pb达到偏中度污染。用潜在生态危害指数法对三个城市水体沉积物的6种重金属进行评价表明：若以工业化前沉积物金属最高背景值做参照值，三个城市水体沉积物的平均综合潜在生态风险程度为低风险；若以开封市土壤背景值做参照值，龙亭湖、铁塔湖沉积物平均综合潜在生态风险程度为中等风险，包公湖平均为重风险。龙亭湖沉积物重金属单项全湖平均潜在生态风险程度除Cd以外为低风险程度，Cd的全湖平均为中等风险；包公湖沉积物Cu、Cd的全湖平均潜在生态风险程度为中等风险，其余4种重金属为低风险程度；铁塔湖沉积物Cd全湖平均潜在生态风险程度为中等风险程度。（9）三个城市水体沉积物中的总氮、总磷、Pb含量均高于所参照的天然水体。总磷含量与天然水体沉积物相比高出1.5-3倍，总氮含量高出4倍以上。三个城市水体沉积物Ni、Cd含量均低于参照的天然水体。
胡康博,王毅力,冯晶,李俊清,桂萍,蒋艳灵[10]（2011）在《引黄水库沉沙条渠沉积物的组成及理化特征》文中进行了进一步梳理研究了济南市引黄供水鹊山水库沉沙条渠6个地理位置泥沙沉积物的组成及理化特征,并分析了沉积物的组成及理化特征参数间的相关性.结果表明,沉沙条渠内的泥沙沉积物在组成成分上与黄河沉积物基本相同,但含量及理化性质上有一定的差异.泥沙沉积物颗粒主要以粘粒、粉砂和细砂粒为主,颗粒粒度分布在0.3—125μm之间;沉积物的矿物主要由轻矿物（以石英、长石、方解石为主）和粘土矿物（以蒙脱石、伊利石、绿泥石为主）组成.与其它沉积物相比,泥沙沉积物存在高Ca和低Al的现象.泥沙的活性态Fe的含量远高于活性态Al的含量.泥沙沉积物属于中性偏碱沉积物,其有机质含量很低,极少超过1%;颗粒表面带有一定量的负电荷,其絮凝能力较小,甚至为零.此外,泥沙沉积物各参数间存在较好的相关性,沉积物的理化特性主要受沉积物的化学组成所影响,并且沉积物颗粒的各种矿物组成比例与颗粒粒径有密切的关系.
二、黄河水体沉积物的表面电荷性质研究（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、黄河水体沉积物的表面电荷性质研究（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）白洋淀典型重金属的沉积物-水界面过程及其迁移转化机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 论文的研究意义 |
| 1.2 湖泊沉积物-水界面重金属元素的迁移转化研究进展 |
| 1.3 沉积物中重金属的生物有效性及生物可利用性研究进展 |
| 1.4 锑在水环境中的迁移转化研究现状 |
| 1.4.1 水环境中锑的研究现状 |
| 1.4.2 天然矿物对锑的迁移转化机制研究现状 |
| 1.5 研究目标 |
| 1.6 研究的主要内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 1.7 拟解决的关键问题 |
| 1.8 创新之处及主要特色 |
| 2 白洋淀湖泊资源概况 |
| 2.1 自然概况 |
| 2.1.1 研究区域 |
| 2.1.2 气候降水 |
| 2.1.3 水文资源 |
| 2.2 水化学特征 |
| 2.2.1 水质现状 |
| 2.2.2 水环境问题 |
| 2.3 重金属污染概况 |
| 2.3.1 污染源 |
| 2.3.2 污染现状 |
| 3 实验方法 |
| 3.1 仪器设备 |
| 3.2 主要药品及试剂 |
| 3.2.1 主要药品试剂 |
| 3.2.2 主要试剂溶液的配制 |
| 3.2.3 质量控制 |
| 3.3 研究区域水体、沉积物样品的采集与处理 |
| 3.3.1 研究区域采样点的布设 |
| 3.3.2 样品采集与处理 |
| 3.4 重金属总量的分析方法 |
| 3.5 重金属不同赋存形态的连续提取方法 |
| 3.6 铅同位素测定方法 |
| 3.7 DGT的布置与测定 |
| 3.7.1 DGT的布置 |
| 3.7.2 DGT计算 |
| 3.7.3 扩散通量的计算 |
| 4 白洋淀湖重金属的污染特征及源解析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.3 采样点分布图 |
| 4.4 评价方法 |
| 4.4.1 水质评估方法 |
| 4.4.2 沉积物评价方法 |
| 4.4.3 生物富集模型 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 白洋淀湖水质及其健康风险评价 |
| 4.5.2 白洋淀湖表层沉积物重金属污染评价 |
| 4.5.3 白洋淀湖表层沉积物重金属的来源解析 |
| 4.5.4 再悬浮过程重金属在鱼体内的富集对人体的健康风险评价 |
| 4.6 小结 |
| 5 白洋淀湖沉积物-水界面重金属的迁移特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 分析方法 |
| 5.2.2 评价方法 |
| 5.3 采样点分布图 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 白洋淀湖沉积物理化性质 |
| 5.4.2 白洋淀湖沉积物中重金属的形态赋存特征 |
| 5.4.3 基于重金属赋存形态的风险评价 |
| 5.4.4 沉积物-水界面有效态重金属的迁移及扩散通量 |
| 5.4.5 柱状沉积物中有效态重金属的剖面变化特征 |
| 5.4.6 沉积物有效态金属的迁移影响因素分析 |
| 5.4.7 有效态金属As和Cr的迁移及其影响因素 |
| 5.5 小结 |
| 6 Sb在沉积物-水界面的氧化迁移机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料和方法 |
| 6.2.1 实验仪器与试剂 |
| 6.2.2 沉积物的采集与表征 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 实验方案设计 |
| 6.3.2 不同固液比条件下的Sb(III)氧化实验 |
| 6.3.3 不同pH条件下的Sb(III)氧化实验 |
| 6.3.4 不同Fe(II)和Mn(II)添加量的Sb(III)氧化实验 |
| 6.3.5 沉积物除锰实验 |
| 6.3.6 沉积物对Sb(III)和Sb(V)的吸附实验 |
| 6.3.7 弱碱性条件下Sb(III)氧化的电荷转移光谱实验 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 沉积物理化性质 |
| 6.4.2 沉积物基体对Sb(III)的氧化实验 |
| 6.4.3 不同Fe/Mn添加量实验 |
| 6.4.4 沉积物除Mn实验及吸附实验 |
| 6.4.5 不同pH影响实验 |
| 6.4.6 电荷转移光谱(LMCT)分析 |
| 6.4.7 不同固液比及微生物影响实验 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读博士学位期间发表的论文目录 |
| B.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（3）硅在黄河内蒙古段沉积物上的吸附特征及形态变化研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 湖泊河流中硅的研究进展 |
| 1.1.1 上覆水和沉积物中硅的赋存形态 |
| 1.1.2 硅在沉积物-水界面的交换 |
| 1.2 研究区概况 |
| 1.3 选题依据、研究意义及研究目标 |
| 1.3.1 选题依据 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.3.3 研究目标 |
| 1.4 研究技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 样品的采集及预处理 |
| 2.2 实验仪器与材料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 上覆水中硅的测定 |
| 2.3.2 沉积物中硅的连续提取法 |
| 2.3.3 硅的吸附动力学实验 |
| 2.3.4 硅的释放动力学实验 |
| 2.3.5 硅的吸附等温线实验 |
| 第三章 黄河内蒙古段上覆水与沉积物中硅的赋存形态及分布特征 |
| 3.1 上覆水中硅的赋存形态及分布特征 |
| 3.1.1 黄河内蒙古段上覆水的水质参数分析 |
| 3.1.2 黄河内蒙古段上覆水中溶解态硅的分布特征 |
| 3.1.3 黄河内蒙古段上覆水生物硅的分布特征 |
| 3.1.4 黄河内蒙古段上覆水DSi、BSi和 TSi的相关性 |
| 3.1.5 黄河内蒙古段上覆水DSi、BSi与国内外其他河流比较分析 |
| 3.2 沉积物中硅的赋存形态 |
| 3.2.1 黄河内蒙古段沉积物中各形态硅 |
| 3.2.2 黄河内蒙古段沉积物不同形态硅及生物有效硅的分布特征 |
| 3.3 沉积物中∑Si和 Residual-Si、Valid-Si分布特征 |
| 3.4 环境意义 |
| 3.4.1 人工筑坝拦截水体颗粒物对黄河硅循环产生了影响 |
| 3.4.2 人为活动增加了水体硅浓度 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 黄河内蒙古段沉积物对硅的吸附特征 |
| 4.1 黄河内蒙古段沉积物对硅的吸附动力学 |
| 4.1.1 沉积物对硅的吸附量随时间的变化 |
| 4.1.2 沉积物的质量对吸附硅的影响 |
| 4.1.3 初始硅浓度对沉积物吸附硅的影响 |
| 4.1.4 pH值对沉积物吸附硅的影响 |
| 4.1.5 吸附动力学研究 |
| 4.2 黄河内蒙古段沉积物对硅的吸附热力学 |
| 4.2.1 黄河内蒙古段不同沉积物对硅的等温吸附 |
| 4.2.2 吸附模型的拟合 |
| 4.2.3 黄河内蒙古段沉积物的ESC_0 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 硅在黄河内蒙古段沉积物上吸附后的形态变化 |
| 5.1 硅在沉积物上吸附后的形态再分布 |
| 5.2 吸附量趋于饱和时沉积物中各形态硅的再分布 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 黄河内蒙古段沉积物中硅的释放特征及形态变化 |
| 6.1 黄河内蒙古段沉积物硅的释放特征 |
| 6.1.1 沉积物内源硅的释放 |
| 6.1.2 沉积物外源硅与内源硅的释放 |
| 6.2 硅的释放动力学特征及两种情况释放比较 |
| 6.2.1 释放速率方程式的拟合 |
| 6.2.2 两种情况释放比较 |
| 6.3 释放后沉积物中硅的形态变化 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 黄河内蒙古段上覆水与沉积物中硅的赋存形态及分布特征 |
| 7.1.2 黄河内蒙古段沉积物对硅的吸附特征 |
| 7.1.3 黄河内蒙古段沉积物吸附硅后的形态变化 |
| 7.1.4 黄河内蒙古段沉积物中硅的释放特征及形态变化 |
| 7.2 存在的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表论文及参加科研项目情况 |
（4）AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征及其净化机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 酸性矿山废水 |
| 1.2.1 酸性矿山废水的来源及类型 |
| 1.2.2 AMD的形成机理 |
| 1.2.3 AMD引起的环境污染效应 |
| 1.3 人工湿地对Fe、Mn生物地球化学过程的影响 |
| 1.3.1 人工湿地基质对重金属的影响 |
| 1.3.2 植物对重金属生物地球化学过程的影响 |
| 1.4 研究意义与研究内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 创新点及技术路线图 |
| 1.5.1 本论文创新点 |
| 1.5.2 技术路线图 |
| 第二章 Fe、Mn在湿地系统中的分布特征 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.1 水样采集与处理 |
| 2.2.2 沉积物与孔隙水的采集与处理 |
| 2.2.3 植物采集与处理 |
| 2.3 样品测定方法 |
| 2.3.1 水样测定方法 |
| 2.3.2 沉积物各指标测定方法 |
| 2.3.3 节节草体内重金属测定方法 |
| 2.4 数据分析及评价方法 |
| 2.5 结果与分析 |
| 2.5.1 不同湿地系统中AMD各指标变化特征 |
| 2.5.2 不同湿地系统中沉积物理化特征 |
| 2.5.3 不同湿地系统中孔隙水的理化特征 |
| 2.5.4 湿地植物节节草对各元素的富集作用 |
| 2.5.5 湿地系统中各指标水平空间变化 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 节节草对AMD中Fe的富集作用研究 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.2 实验设计 |
| 3.2.1 初始Fe~(2+)浓度对节节草富集Fe的影响 |
| 3.2.2 pH对节节草富集Fe的影响 |
| 3.2.3 Mn对节节草富集Fe的影响 |
| 3.3 测定方法 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 初始Fe~(2+)浓度对节节草生物量的影响 |
| 3.4.2 初始Fe~(2+)浓度对节节草富集Fe的影响 |
| 3.4.3 pH对节节草富集Fe的影响 |
| 3.4.4 Mn对节节草富集Fe的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 湿地表层沉积物对AMD中 Fe、Mn的吸附作用研究 |
| 4.1 供试材料 |
| 4.1.1 非残渣态矿物组分沉积物的制备方法 |
| 4.1.2 含不同类型有机质沉积物的制备方法 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 等温吸附实验 |
| 4.2.2 动力学吸附实验 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 沉积物中不同矿物组分对Fe、Mn的等温吸附特征 |
| 4.3.2 不同矿物组分沉积物吸附Fe、Mn的动力学特征 |
| 4.3.3 含不同类型有机质的沉积物吸附Fe、Mn的等温吸附特征 |
| 4.3.4 含不同类型有机质的沉积物吸附Fe、Mn的动力学特征 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 节节草对AMD中 Fe、Mn在湿地系统中分布特征影响 |
| 5.1 实验设计 |
| 5.2 样品的采集与处理 |
| 5.2.1 水样的采集与处理 |
| 5.2.2 沉积物与孔隙水的取样与处理 |
| 5.2.3 节节草取样与处理 |
| 5.3 样品测定方法 |
| 5.3.1 水样测定方法 |
| 5.3.2 沉积物各指标测定方法 |
| 5.3.3 节节草体内Fe、Mn测定方法 |
| 5.4 数据分析 |
| 5.5 结果与分析 |
| 5.5.1 植物对AMD中理化特征的影响 |
| 5.5.2 节节草对沉积物理化特征的影响 |
| 5.5.3 植物对孔隙水理化特征的影响 |
| 5.5.4 节节草对Fe、Mn富集及转运特征 |
| 5.5.5 相关性分析 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 节节草凋落物对AMD在湿地系统中分布特征影响 |
| 6.1 实验设计 |
| 6.2 样品的采集与处理 |
| 6.3 样品的测定方法 |
| 6.4 数据分析 |
| 6.5 结果与分析 |
| 6.5.1 凋落物腐解对AMD理化特征的影响 |
| 6.5.2 凋落物腐解对沉积物理化特征的影响 |
| 6.5.3 凋落物腐解对孔隙水理化特征的影响 |
| 6.5.4 凋落物腐解对植物富集Fe、Mn的影响 |
| 6.5.5 相关性分析 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 凋落物与SRB耦合对“水体-沉积物”体系中重金属的影响 |
| 7.1 试验材料 |
| 7.2 试验设计 |
| 7.3 分析方法 |
| 7.3.1 水样的测定 |
| 7.3.2 沉积物及孔隙水各指标的测定 |
| 7.3.3 SRB活性的测定 |
| 7.4 结果与分析 |
| 7.4.1 “凋落物-SRB”耦合对上覆水体的影响 |
| 7.4.2 “凋落物-SRB”耦合对沉积物特性影响 |
| 7.4.3 “凋落物-SRB”耦合对孔隙水理化特征的影响 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 湿地接种SRB对湿地特征污染物的净化作用 |
| 8.1 试验设计 |
| 8.2 样品的采集与处理 |
| 8.3 样品的测定方法 |
| 8.4 数据分析 |
| 8.5 结果与分析 |
| 8.5.1 湿地接种SRB对 AMD理化特征的影响 |
| 8.5.2 湿地接种SRB对沉积物理化特征的影响 |
| 8.5.3 湿地接种SRB对孔隙水理化特征的影响 |
| 8.5.4 沉积物中微生物活性的影响 |
| 8.5.5 湿地接种SRB对植物富集Fe、Mn的影响 |
| 8.6 小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附 录 |
| 附录一 :主要的学术成果 |
| 附录二 :参与学术会议 |
| 附录三 :参与科研项目 |
（5）三峡库区香溪河库湾多环芳烃污染特征及其风险评价（论文提纲范文）
| 内容摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 1.绪论 |
| 1.1 多环芳烃的生态环境行为 |
| 1.2 三峡库区水位消涨对库区环境的影响 |
| 1.3 国内外流域多环芳烃研究现状 |
| 1.4 多环芳烃源解析研究进展 |
| 1.5 多环芳烃的评价方法 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.7 创新点 |
| 2.研究区域、样点布设与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样点的布设及样品的采集 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 3.多环芳烃在香溪河库岸带土壤中的分布特征及其相关性研究 |
| 3.1 香溪河库岸带土壤理化性质 |
| 3.2 香溪河库岸带土壤重金属污染特征 |
| 3.3 香溪河库岸带土壤多环芳烃污染特征 |
| 3.4 香溪河库岸带土壤多环芳烃相关性研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 4.多环芳烃在水-沉积物界面的污染特征及扩散行为研究 |
| 4.1 香溪河库湾表层水体多环芳烃分布规律 |
| 4.2 香溪河库湾表层水体多环芳烃与环境因子的耦合关系 |
| 4.3 香溪河库湾水-沉积物界面多环芳烃扩散行为的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 5.香溪河库湾不同海拔消落带土壤多环芳烃的分布特征及其对水位消涨的响应 |
| 5.1 香溪河库湾各海拔消落带土壤多环芳烃分布特征 |
| 5.2 不同海拔消落带土壤理化性质对水位消涨的响应 |
| 5.3 不同海拔消落带土壤多环芳烃对水位消涨的响应 |
| 5.4 本章小结 |
| 6.香溪河库湾多环芳烃溯源分析及风险评价 |
| 6.1 香溪河库湾多环芳烃溯源分析 |
| 6.2 香溪河库湾多环芳烃的风险评价 |
| 6.3 本章小结 |
| 7.结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 附录:攻读博士学位期间发表的部分学术论着 |
（6）灞河沉积物上苯酚和双酚A竞争吸附及影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 酚类的污染分布特征 |
| 1.2.2 污染物的竞争吸附特性 |
| 1.2.3 吸附行为及影响因素 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 实验基础理论与方法 |
| 2.1 吸附理论 |
| 2.1.1 吸附动力学 |
| 2.1.2 吸附等温线 |
| 2.2 位点能量分布理论 |
| 2.3 响应曲面法 |
| 第三章 灞河中苯酚和双酚A的分布特征 |
| 3.1 样品采集与分析 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 样品预处理 |
| 3.1.3 样品测定 |
| 3.1.4 质量控制 |
| 3.2 灞河枯水期苯酚和双酚A的分布特征 |
| 3.3 灞河平水期苯酚和双酚A的分布特征 |
| 3.4 灞河丰水期苯酚和双酚A的分布特征 |
| 3.5 不同时期苯酚和双酚A的分布关系 |
| 3.5.1 不同时期水体中苯酚和双酚A的分布关系 |
| 3.5.2 不同时期沉积物中苯酚和双酚A的赋存规律 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 苯酚和双酚A在灞河沉积物上的竞争吸附研究 |
| 4.1 实验内容 |
| 4.1.1 实验样品 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 单溶质体系下苯酚和双酚A的吸附行为 |
| 4.2.1 单溶质体系下苯酚和双酚A的吸附动力学 |
| 4.2.2 单溶质体系下苯酚和双酚A的等温吸附特性 |
| 4.3 双溶质体系下苯酚和双酚A的吸附行为 |
| 4.3.1 双溶质体系下苯酚和双酚A的吸附动力学 |
| 4.3.2 双溶质体系下苯酚和双酚A的吸附等温特性 |
| 4.4 基于位点能量分布对苯酚和双酚A竞争吸附行为分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 不同因素对苯酚和双酚A在沉积物上吸附行为的影响 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.2 单一因素对苯酚和双酚A吸附行为的影响 |
| 5.2.1 颗粒粒径 |
| 5.2.2 腐殖酸浓度 |
| 5.2.3 pH |
| 5.2.4 温度 |
| 5.3 多因素对苯酚和双酚A吸附行为的影响 |
| 5.3.1 方法的选择 |
| 5.3.2 参数的确定 |
| 5.3.3 沉积物对苯酚吸附量的模型预测 |
| 5.3.4 沉积物对双酚A吸附量的模型预测 |
| 5.4 响应曲面法研究多因素对苯酚和双酚A吸附的交互作用 |
| 5.4.1 多因素对沉积物上苯酚吸附的交互作用分析 |
| 5.4.2 多因素对沉积物上双酚A吸附的交互作用分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 本文创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（7）菲和苯胺在黄河水体沉积物上的吸附行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有毒有机污染物的研究背景 |
| 1.1.1 有毒有机物的定义和分类 |
| 1.1.2 有毒有机物的性质及危害 |
| 1.1.3 黄河水体有毒有机物的污染现状 |
| 1.2 有机物在环境中的迁移、转化、归宿 |
| 1.2.1 大气中有机物的环境行为 |
| 1.2.2 水中的有机物的环境行为 |
| 1.2.3 土壤和沉积物中的有机物的环境行为 |
| 1.2.4 有机物在土壤/沉积物-水界面的环境行为 |
| 1.3 吸附 |
| 1.3.1 吸附作用 |
| 1.3.2 影响吸附的因素 |
| 1.3.3 吸附等温线及模型 |
| 1.3.4 吸附动力学及模型 |
| 1.3.5 吸附热力学 |
| 1.4 表面活性剂 |
| 1.4.1 阴离子型表面活性剂 |
| 1.4.2 阳离子型表面活性剂 |
| 1.4.3 两性离子型表面活性剂 |
| 1.4.4 非离子表面活性剂 |
| 1.5 本论文的研究内容 |
| 1.6 本论文的创新之处 |
| 第二章 沉积物对水中菲的吸附性能研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验主要仪器 |
| 2.1.2 实验主要试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 沉积物的预处理 |
| 2.2.2 吸附质的测定方法 |
| 2.2.3 黄河沉积物对菲的静态吸附实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 吸附时间的影响及吸附动力学研究 |
| 2.3.2 pH对吸附的影响 |
| 2.3.3 不同沉积物的吸附特性 |
| 2.3.4 温度对吸附的影响及热力学研究 |
| 2.3.5 表面活性剂对吸附影响 |
| 2.3.6 溶解性有机质对吸附影响 |
| 2.3.7 沉积物种类对菲吸附的影响 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 沉积物对水中苯胺吸附的行为研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验主要仪器 |
| 3.1.2 实验主要试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 沉积物的预处理 |
| 3.2.2 苯胺的测定方法 |
| 3.2.3 吸附质对苯胺的静态吸附试验 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 吸附时间的影响 |
| 3.3.2 溶液pH对吸附的影响 |
| 3.3.3 不同沉积物对吸附影响 |
| 3.3.4 温度对吸附影响及其吸附热力学研究 |
| 3.3.5 表面活性剂对吸附影响 |
| 3.3.6 溶解性有机质对吸附影响 |
| 3.3.7 不同沉积物吸附行为研究 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（8）长江口邻近海域沉积物对磷的吸附作用初步研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 沉积物样品 |
| 1.2 吸附动力学实验 |
| 1.3 等温吸附实验 |
| 1.4 表面酸碱性质研究 |
| 1.5 吸附pH 边曲线 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 沉积物对磷的动力学吸附行为 |
| 2.2 沉积物对磷的等温吸附 |
| 2.3 沉积物对磷吸附的pH 边曲线 |
| 3 结论 |
（9）开封市城市水体沉积物污染特征及污染评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 选题依据与研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 城市水体沉积物的研究 |
| 1.2.2 沉积物中氮、磷及重金属的来源 |
| 1.2.3 沉积物中氮、磷及重金属的污染 |
| 1.2.4 沉积物中氮、磷与理化性质的关系 |
| 1.2.5 沉积物中氮和磷的污染评价研究现状 |
| 1.2.6 沉积物中重金属含量与理化性质的关系 |
| 1.2.7 沉积物中重金属污染状况评价 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 研究区域概况 |
| 2.1 开封市城市水体概况 |
| 2.2 开封市自然环境与社会经济发展状况 |
| 2.2.1 自然条件 |
| 2.2.2 开封市社会经济发展状况 |
| 2.3 开封市城市水体的污染现状 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 样品采集与分析 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 样品处理和分析 |
| 3.1.3 实验主要仪器 |
| 3.2 样品分析方法 |
| 3.2.1 沉积物 pH 值分析 |
| 3.2.2 沉积物粒度分析 |
| 3.2.3 沉积物有机碳分析 |
| 3.2.4 沉积物总磷分析 |
| 3.2.5 沉积物总氮分析 |
| 3.2.6 沉积物重金属分析 |
| 3.2.7 数据分析 |
| 4 沉积物理化性质特征分析 |
| 4.1 沉积物 pH 值测定结果及分布特征 |
| 4.2 沉积物粒度组成及分布特征 |
| 4.3 沉积物有机碳含量及分布特征 |
| 4.4 三个城市水体沉积物理化性质特征与其它水体的差异分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 沉积物氮、磷污染特征研究 |
| 5.1 沉积物总氮含量及分布特征 |
| 5.1.1 沉积物总氮含量 |
| 5.1.2 沉积物总氮的分布特征 |
| 5.2 沉积物总磷含量及分布特征 |
| 5.2.1 沉积物总磷含量 |
| 5.2.2 沉积物总磷的分布特征 |
| 5.3 城市水体沉积物 TN、TP 与其他水体沉积物差异分析 |
| 5.4 沉积物总氮、总磷与理化性质的关系研究 |
| 5.4.1 C/N 和 N/P 比值 |
| 5.4.2 总氮、总磷与理化性质的相关性分析 |
| 5.5 沉积物营养盐的污染状况评价 |
| 5.5.1 有机指数法 |
| 5.5.2 单一因子指数法 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 沉积物重金属污染特征研究 |
| 6.1 沉积物重金属含量及分布特征 |
| 6.1.1 沉积物重金属含量 |
| 6.1.2 沉积物重金属含量分布特征 |
| 6.1.3 城市水体沉积物重金属含量与其它水体沉积物差异分析 |
| 6.2 沉积物重金属含量与理化性质的相关性分析 |
| 6.2.1 重金属的自相关分析 |
| 6.2.2 沉积物重金属元素与理化性质的相关性 |
| 6.3 沉积物重金属污染评价 |
| 6.3.1 地积累指数法评价 |
| 6.3.2 潜在生态风险评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足和展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）引黄水库沉沙条渠沉积物的组成及理化特征（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 样品的采集与分析 |
| 1.2 沉积物组成及理化参数的测定 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 沉积物颗粒的粒度分布 |
| 2.2 沉积物颗粒的组成特性 |
| 2.2.1 沉积物的矿物组成 |
| 2.2.2 沉积物中的金属元素 |
| 2.2.3 沉积物的有机组成分析 |
| 2.3 沉积物颗粒的理化特性 |
| 2.4 沉积物颗粒的组成及理化性质的相关性分析 |
| 3 结论 |
四、黄河水体沉积物的表面电荷性质研究（论文参考文献）
- [1]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)
- [2]白洋淀典型重金属的沉积物-水界面过程及其迁移转化机制研究[D]. 王健康. 重庆大学, 2020(02)
- [3]硅在黄河内蒙古段沉积物上的吸附特征及形态变化研究[D]. 田初晨. 内蒙古师范大学, 2020(08)
- [4]AMD-湿地系统中Fe、Mn的地球化学特征及其净化机制研究[D]. 徐秀月. 贵州大学, 2019(05)
- [5]三峡库区香溪河库湾多环芳烃污染特征及其风险评价[D]. 席颖. 三峡大学, 2019(06)
- [6]灞河沉积物上苯酚和双酚A竞争吸附及影响因素研究[D]. 王雪平. 长安大学, 2019(01)
- [7]菲和苯胺在黄河水体沉积物上的吸附行为研究[D]. 胡蓓蓓. 河南师范大学, 2016(05)
- [8]长江口邻近海域沉积物对磷的吸附作用初步研究[J]. 陈娟娟,葛成凤,姬泓巍,曹晓燕,刘素美. 中国海洋大学学报(自然科学版), 2015(03)
- [9]开封市城市水体沉积物污染特征及污染评价[D]. 刘林. 河南大学, 2014(03)
- [10]引黄水库沉沙条渠沉积物的组成及理化特征[J]. 胡康博,王毅力,冯晶,李俊清,桂萍,蒋艳灵. 环境化学, 2011(06)