一、铜、锌、铅和镉在淀山湖沉积物上的吸附特性（论文文献综述）
徐秀月[1]（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》文中研究说明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。
朱林[2]（2019）在《水库沉积物中重金属的迁移与富集效应研究》文中认为大坝阻断了河流上下游的连通性,导致大量悬浮物及其携带的各种污染物质在库区沉降。其中重金属具有难降解、持久存在、生物富集和较强的毒性等特点,严重危害生态系统和人类的健康。水库沉积物蓄积重金属的同时,在受到扰动或周围环境参数发生变化的情况下,会将重金属释放至上层水体,给安全供水带来隐患。本研究以A水库的沉积物为主要研究对象,结合水库的水文特征,分析了重金属在水库不同区域的分布特征、沉积过程和迁移富集等行为,评价了重金属的污染和生态风险。针对大坝附近沉积物中的重金属,对比了A水库与辽宁、吉林两省其他典型的水源水库,为深入了解水库沉积物中重金属的水文循环和沉积物的污染管理提供参考。主要研究内容和结果如下:（1）基于A水库消落区的水位和上游的降雨量以及水文站的流量、含沙量和输沙率等水文数据,结合采样站点剖面沉积物的层理结构,采用改进的洪水事件层解译法确定该站点的沉积速率并重建重金属的沉积过程。结果表明,A水库建库以来消落区（K地区）被水淹没的时间超过65%,洪水的沙峰受洪峰流量和上游降雨强度等影响,短时强降雨造成的洪水含沙量更大。采样站点的平均沉积速率为0.97-1.10 cm/a,与通过建库前后地形高程差计算的结果相似。（2）研究了A水库不同区域和环境介质中重金属总量和形态的分布特征,揭示了沉积物粒度、有机质、库底地形和水库水动力（如异重流）对重金属在水库中迁移富集的影响。结果表明,重金属的总量和酸可溶解态、可还原态的比例从消落区至覆水区或大坝有明显的增加趋势。锰是富集现象最为明显的重金属,沉积物中的锰以酸可溶解态和可还原态为主,铅以可还原态和残渣态为主,铁、铜、镉和锌以残渣态和可还原态为主,铬残渣态的占比超过90%。重金属含量与细颗粒沉积物、有机质和水深等正相关,库底地形和水动力对前两者影响较大。孔隙水锰含量、酸可溶解态锰的含量和比例与水深显着正相关（p<0.05）,与到大坝的距离显着负相关（p<0.05）,表明在水库水动力（如异重流）的作用下,可溶态Mn2+沿深泓线向大坝方向富集。（3）分析了A水库、B水库、C水库、D水库和E水库大坝附近的沉积物柱状样品中重金属的垂向分布,采用相关性分析和主成分分析探讨重金属的污染来源。结果显示,A水库有机质和重金属的含量随时间的增长趋势显着,锰的增长率最高达280%;B水库和C水库表层沉积物中重金属随时间的增长趋势显着,近年来输入水库的重金属逐渐增加;D水库形状规整、简单,导致坝前淤积严重,不同重金属的垂向分布受洪水影响有相似的增加或减少的趋势;E水库坝前沉积物中锰的平均含量最高,其他重金属含量相对较少。统计分析结果表明,五个水库重金属的污染来源包括采矿冶金、农业种植以及工业和生活污水等。（4）基于所研究的水库沉积物中重金属的总量和赋存形态,评价了重金属的污染和生态风险。结果表明,A水库沉积物中重金属的富集和污染等级从H岛、K地区至覆水区或大坝逐渐提升,镉的富集和污染最严重,铜、锰和铬相对较轻;重金属对底栖生物毒害的可能性逐渐变强,对毒害作用贡献的排序为铬>砷>镉=铅>锌>铜。C水库、B水库和A水库坝前柱状沉积物中的重金属对底栖生物有毒性,D水库和E水库对底栖生物没有毒性。重金属的生物毒性评价严重依赖参与评价的重金属种类,评价需综合考虑重金属的总量、形态和生物可利用性等。综上所述,考虑含沙量和降雨量等水文要素的洪水事件层解译法能够很好地推求水库消落区的沉积速率。水库沉积物（土壤）中的重金属沿地表径流的方向富集现象明显,尤其是锰。镉在水库沉积物中的严重污染问题值得重视,坝前表层沉积物中重金属的增加趋势表明未来水库重金属污染的防治工作任重道远。
黄丽敏[3]（2018）在《天然沉积物上重金属竞争吸附的位点能量分布研究》文中认为位点能量分布理论（site energy distribution theory,SEDT）是一种从能量的角度去研究吸附机理的理论方法,其在吸附能不均匀的吸附剂表面上有着独特的应用优势。而沉积物作为水环境中污染物迁移转化的重要场所,是不均匀的天然吸附剂,对沉积物上污染物的吸附行为研究受到广泛关注。已有学者将SEDT成功应用到沉积物对污染物的吸附研究中,然而在污染物对象的选取以及该理论的应用方式上还存在许多空间。因此本课题的研究目的是进一步发展SEDT在沉积物吸附水体污染物研究中的应用,创建新的分析讨论方法。对于沉积物的吸附研究,Langmuir模型一直被广泛使用,但因其基于表面均匀性的假定与沉积物不均匀的特性相矛盾,因此存在着明显的缺陷。本课题通过SEDT来定量分析Langmuir模型在沉积物中应用的误差（δ）,并阐明Langmuir模型在沉积物上的适用性,发现δ主要取决于沉积物体系的能量分布不均匀性。并得到在满足以下条件时,Langmuir模型可应用于沉积物的吸附研究中:（1）不均匀参数（m、n）位于δ小于10%的区域;（2）沉积物的能量分布不均匀度（σ）小于临界值5.668。这可以为将来沉积物的吸附研究中等温吸附模型的选择提供参考。其次将SEDT引入到沉积物对重金属的竞争吸附研究中,考查了Cu2+、Cd2+、Zn2+在沉积物上以单一、二元、三元组分存在时的位点能量分布。并得到了无法从等温线中获得的能量信息:（1）不同能量范围的竞争优势离子。Cu2+、Cd2+、Zn2+共存时,在整个能量范围内Cu2+显示出绝对的竞争优势,特别是高能区,而Zn2+与Cd2+相比的竞争优势主要发生在低能区;（2）竞争金属离子对吸附体系能量分布的影响。该影响基本体现在中低能量范围和中高能量范围内,其中,Cd2+和Zn2+对Cu2+的干扰较小,而Cd2+和Zn2+均会因为其它两种重金属离子的存在,能量分布发生显着变化;（3）各重金属在各能区吸附位点的占比。在具有重要环境意义的高能区的吸附位上,各重金属比例如下:略高于3:1（Cu-Cd）,略低于3:1（Cu-Zn）,约为1:1（Cd-Zn）,以及近似7:2:2（Cu-Cd-Zn）。并以三元竞争吸附体系中Cu2+在不同沉积物上的吸附为例,分析沉积物粒径和有机质含量对位点能量分布的影响。得到吸附能分别与沉积物分形维数（D）和有机质含量具有一定正相关关系;σ与D存在负相关关系,且与有机质含量的负相关关系不明显。本研究结果可为了解沉积物中多种重金属(Cu2+、Cd2+、Zn2+)的迁移转化,帮助控制水体重金属污染提供更全面的信息。且发展了SEDT的应用并对沉积物竞争吸附研究提供了一个新的视角以及通用的分析模式。
王敏[4]（2016）在《水源水库沉积物特性研究及其质量评价体系构建》文中研究表明湖泊、水库的内源污染问题是人们日益关注的水环境问题之一。对于水源地水库而言,来自流域内的面源污染一般都得到了较好的控制,但内源污染的研究和控制问题还有待进一步深人。本文以浙江绍兴一水源水库为研究对象,对库区沉积物的分布状况,沉积物的污染状况及底栖生物状况进行了全面调查研究,探索内源污染物影响因素及释放机理,并对沉积物内源污染负荷进行了估算,同时构建了沉积物质理评价体系.对该水库沉积物的现状进行了评价,具体而言主要有:（1）采用实际采样分析加数值模拟研究的方式对该水库沉积物的分布状况进行了研究。该沉积物分布呈现“两头少,中间多”的特点,蓄积总量约为130-140万m3。库区不同位置由于沉积条件和水力条件差异,沉积物淤积状况不尽相同。回水变动区沉积物淤积量较少,局部有冲刷:库区中部,即常年回水区上段,是沉积物的主要淤积和地带,最大淤积厚度约30 cm:在坝前段淤积较少,淤积厚度约12 cm左右。沉积物淤积前缘在库区中部庙下湾一带,淤积形态为三角洲或者带状淤积。（2）经分析沉积物中氮,磷及各类金属污染物含量,结果表明沉沉积物中各类污染物分布在垂向具有明显的分层现象,空澡分布也各有差异。沉积物中各类污染物主要存在于沉积物表层0～20cm一段,表层沉积物总氮平均含量为1.22g/kg,总磷为0.49g/kg,总有机碳含量为12.23 9/kg,说明沉积物中营养盐有一定累积。沉积物中各类金属元素含量除铁锰外,铜、锌.铬和铬等含量与宁绍平原及浙江省土壤背景值含量相当,说明这些重金属在沉积物中效应不明显。铁和锰在沉积物中的含量均高于全国和浙江土壤铁锰背景值,这说明在以还原条为主的沉积物中有利于于铁和锰的累积。（3）沉积物的生物特性是沉积物重要属性之一,经调查研究,汤浦水库沉积物中生活着大量微生物、底栖动物和植物,并在一定程度上影响沉积物的理化特性,对沉积物物质的分解、迁移和转化有着重要作用。沉积物中微生物群落差异较大,鉴别出的10个已知门类中只有变形菌门、酸杆菌门、绿弯菌门和疣微菌门共同存在与四个沉积物样品,其中变形菌门数量最多。沉积物中底栖动物以水生昆虫为主,库区常见种为隐摇蚊和水丝蚓,溪流中常见种为长角泥虫、纹石蚕等。从入库到坝前底栖动物数量呈逐步下降趋势,Shannon-Wiener物种多样性指数和Margalef物种丰富度指数表明,从上游河道至库区沉积物污染状况逐步加重。沉积物底栖藻类（硅藻）共鉴别出25属,129种。以舟形藻属最多,共33种.菱形藻属次之,17种:硅藻营养化指数和生物指数表明流域生态状况尚好,但河道水体富营养化程度和污染情况高于库区。（4）影响沉积吻中氮、磷等污染物释放的因素很多,本文得点研究了沉积物温度、溶解氧及粒径对氮、磷释放的影响。经采用粒子群算法求解多因素影响下下沉积物氮、磷释放速率计算公式,应用此公式在定量求解一定条件下沉积物氮、磷释放量。经计算汤浦水库整个库区沉积物全年总氮释放量约为87600kg.其中河道占15%.过渡区占27%,湖泊区占58%:总磷释放量共约12944 kg,其中河道区占7%:过渡区占33%:湖泊区占60%。（5）为了全面掌握汤浦水库沉积物质量状况,根据汤浦水库沉积物特性、水体特性和生态特征,采用综合指标评估法建立了3个要素层,10指标的沉积物质量量评价体系,并采用该体系对水库沉积物现状进行评价,结果表明水库沉积物总体处于清洁和轻度污染。沉积物污染和生态质量较好.水体污染状况略差。
童笔峰[5]（2015）在《湘江浅水区沉积物对Cd2+、Pb2+的吸附效果研究》文中提出排入江河水体的重金属污染物可以被表层沉积物吸附,这种水环境中所存在的自然吸附行为对上覆水有一定的净化作用。鉴于湘江水体重金属污染现状,本研究以湘江沉积物为研究对象,着重考察湘江沉积物吸附Cd2+、Pb2+的能力、Cd2+和Pb2+竞争吸附的规律及Cd2+、Pb2+吸附后防脱附的能力。首先考察在单一重金属离子吸附体系中不同反应条件对吸附的影响。研究表明p H值对Cd2+、Pb2+的吸附影响很大,Cd2+、Pb2+的去除率均随p H值的增大而增长,在Cd2+、Pb2+溶液p H分别为57.5和4.26.6时,其去除率均基本稳定且接近最大值;对于初始浓度分别为30mg/l和48.25mg/l的Cd2+、Pb2+溶液,在溶液p H均为6时,当沉积物投加量分别达到10g/l、7.5g/l时,溶液剩余的Cd2+=0.07mg/l、Pb2+=0.9mg/l,均达到国家污水综合排放标准。Cd2+、Pb2+的吸附在前30min内经历快速吸附阶段,可达吸附容量的92%、95%,均在2h时基本达到吸附平衡;Cd2+、Pb2+的吸附量均随离子强度的增加而减小,在离子强度达到0.2mol/l以后,Cd2+、Pb2+的吸附量不再减小,二者的最大减小值分别为20.4%和19.05%,说明溶液离子强度对Cd2+、Pb2+在沉积物上的吸附有一定抑制作用,且存在最大抑制值。动力学实验表明,伪二级动力学模型可以很好的描述Cd2+、Pb2+在沉积物上的吸附过程,说明Cd2+、Pb2+在沉积物上的吸附以化学吸附为主。热力学实验表明,沉积物对Cd2+、Pb2+的吸附在三种温度下均高度符合Langmuir等温吸附模型,说明吸附为单分子层吸附。Langmuir等温吸附模型所得Cd2+、Pb2+的最大吸附量分别为9.75mg/g、23.75mg/g,这表明湘江沉积物对Cd2+、Pb2+有很大的吸附潜力。Cd2+、Pb2+吸附过程中的焓变ΔH分别为2.996、3.16k J/mol,均大于零,说明沉积物对Cd2+、Pb2+的吸附为吸热反应。和单一重金属离子吸附相比,在竞争吸附中Cd2+、Pb2+吸附量都有所缩减,其中Cd2+吸附量减小了40%,Pb2+减小了17%,说明在竞争吸附中湘江沉积物吸附Pb2+的能力明显强于Cd2+,吸附选择也优先于Cd2+。对吸附平衡溶液进行曝气,导致溶液中Cd2+、Pb2+的吸附平衡浓度有所增加,产生了解吸现象,但解析作用并不明显。用双蒸水对吸附平衡溶液中的沉积物进行清洗,没有产生明显解吸作用,且随着清洗次数的增加,解析率逐渐减小。二者均说明湘江沉积物对Cd2+、Pb2+的吸附具有较强的稳定性,不易产生解吸现象。
宋珊[6]（2015）在《重金属元素在给水管网中的蓄积释放规律研究》文中指出管道锈蚀物是各类重金属元素蓄积的主要场所,当管网水质条件发生变化时,可能会发生突发性释放,引发严重的饮用水安全问题。本研究在考察了部分城市生活饮用水中各金属元素存在状况的基础上以给水管网管壁锈蚀物为研究对象,系统考察了其对常见重金属元素的吸附特性以及在水质条件改变情况下重金属元素的释放特性。（1）在对36个城市给水管网水质调研中发现,砷、铬、镍、镉、硒、铜、锌、汞在所有调查水样中含量均在标准要求限值内;铁、锰、铅在个别水样中出现了浓度偏高的现象,其中铁浓度最高可达704.004μg/L,偏高2.35倍最为严重。60%以上的城市管网存水中的砷、铬、镍、镉、铅、硒、铁、锰、铜、锌和汞的浓度均低于其高峰水浓度。研究表明,给水管网系统中水力停留时间的增加对给水管网铁蚀管垢吸附管网内重金属元素有促进作用。（2）管道锈蚀物对重金属元素均具有良好的吸附性能,并且吸附过程均具有准二级动力学特征。其中,铅和汞的吸附速度最快。在研究的温度和pH条件下,反应进行5min内,其吸附率可达到99%以上。与其他元素不同,管壁锈蚀物对铬的吸附量随着反应时间的增加而减少,且铬的吸附去除率随其初始浓度的增加呈递减趋势。当铬初始浓度含量为50μg/L时,铁蚀管垢对铬的吸附率最高,达到66.72%;当其初始浓度增至500μg/L时,铬的吸附去除率将降至40.79%。pH对重金属蓄积过程的影响,主要与其溶解性及与铁蚀管垢的结合能力有关。（3）环境条件对重金属在管道锈蚀物中的稳定性有着重要影响。研究表明,水温的变化不会引起铜和铅的释放。然而,其余元素随着水温的升高,释放量均有不同程度的增加。不同pH环境下,重金属元素的释放过程有着相似的规律。当pH=7时,给水管网管道锈蚀物对重金属元素释放量较小。pH的升高或降低均可使其释放量有不同程度的增加。与溶液pH类似,除铜、汞和铅外,随着溶液碱度的增加,其余重金属元素的释放量均存在一定的上升趋势。此外,除硒和铬外,管网水硬度的改变对管壁锈蚀物中重金属元素的稳定性无明显影响。给水管壁锈蚀物对重金属元素有较强吸附能力,给水管网中水力停留时间的延长有利于吸附反应的发生。然而,管网水质条件改变,如溶液pH、碱度和硬度的增加,可能引起重金属元素的突发性释放,威胁供水安全。这一研究将对管网出水重金属浓度的控制有着重要的指导意义。
何梦琦[7]（2014）在《河流沉积物对典型重金属污染物的吸附—解吸研究》文中认为重金属是河流沉积物中常见的污染物之一。由于其具有富集性且难以降解,大多数的重金属进入水体后会在水流的搬运下逐渐吸附于沉积物表面。一定条件下吸附在沉积物上的重金属污染物又会向上覆水体中释放,造成水体二次污染。重金属污染物在沉积物-水界面处的吸附解吸是影响其在河流环境中迁移、转化和生物利用等的重要途径,因而研究其在城市河流环境中的吸附解吸具有重要的意义。本文运用实验室模拟的方法,采用冷冻干燥法处理上海市主要河流八个采样点的沉积物,对其分别进行沉积物重金属总量和重金属的赋存形态分析,研究沉积物对重金属的吸附-解吸动力学,探讨温度、pH对沉积物重金属吸附-解吸的影响,得到的主要结论如下:（1）通过对八个采样点沉积物理化性质的分析,上海市主要河流沉积物的pH主要呈弱酸性或中性,有机质含量在10%以下,粒径分布基本符合正态分布,粒径范围主要以粉沙级和粘粒级为主。（2）各河段底泥沉积物中以重金属元素Zn和Cr的含量最高,其次Cu、Pb和Ni的相对含量较为相近,各点沉积物中元素Cd的含量均超过国家土壤三级标准,污染较为严重,且蕴藻浜-沪太路（S7）河段污染最为严重。（3）各采样点沉积物中重金属Cu以有机态和残渣态为主,铁-锰氧化物结合态也占有一定比例;重金属Zn主要以铁-锰氧化物结合态和残渣态存在;重金属Ni的残渣态在65%以上;重金属Pb主要以铁-锰氧化物结合态存在,残渣态也占有一定比例;重金属Cr主要以残渣态存在,含量在70%以上;重金属Cd以铁-锰氧化物结合态和残渣态形态为主,有机物结合态也占有一定比例。（4）沉积物对六种重金属的吸附量随着时间的增加而增大,最终达到平衡。沉积物对六种重金属的动力学吸附为快、中、慢三个阶段,伪二级动力学模型是沉积物吸附重金属离子的动力学的最优模型。六种重金属的吸附速率从快到慢顺序为:Cu>Cd>Ni>Zn>Cr>Pb。同时,随着反应温度的升高,沉积物吸附重金属的反应速度增加,且各温度下的吸附符合Langmuir吸附等温模型和Freundlich吸附等温模型,且Langmuir模型更优。六种重金属的水-固分配系数大小顺序为:Cu>Pb>Cd>Zn>Ni>Cr,表明Cu、Pb等重金属更容易迁入沉积物。pH值的变化对吸附量有较大的影响。随着pH的增大,重金属的吸附量也增大,对pH值敏感度:Ni、Cd>Zn、Cu>Pb、Cr。同时随着沉积物颗粒粒径的减小,重金属的吸附量有所增大。（5）沉积物对重金属的解吸量随振荡时间的延长而增加,最终达到平衡。沉积物中重金属解吸过程可分为快速反应阶段和慢速反应阶段,解吸动力学过程更符合Elovich方程,表明重金属解吸过程属于非均相扩散。六种重金属的解吸速率快慢顺序为:Cr>Cu>Ni>Pb>Zn>Cd。随着温度的升高,各重金属的解吸量无明显变化,只是解吸速率会稍有增加,且Langmuir模型更适用于重金属解吸等温曲线。在pH值方面,除Cr随着pH的增大,解吸量基本维持不变之外,其余的五种重金属的解吸量随pH的增大而减小,变化明显。同时随着沉积物颗粒粒径的减小,重金属的解吸量也减小。
王志增[8]（2013）在《河流沉积物中重金属和农药的复合污染机理模型研究》文中研究表明重金属和农药是水环境中较为常见的污染物,具有使用广泛、毒性大、排放量大、影响区域广的特点。近年来,随着工农业的迅速发展,重金属和有机农药在环境中的排放量、蓄积量越来越大。本文研究的铜和镉是两类不同性质的典型重金属污染物,近年来我国发生的重金属污染的公共事件很多与它们有关。随着农药的施用,残留的农药可以随着降雨进入河流、湖泊等水体,污染地表水,尤其是在我国东北地区。作为该区域广泛应用的除草剂和杀虫剂,阿特拉津和马拉硫磷的污染情况十分普遍,这两类污染物对环境和人类健康的危害日益凸显。它们在环境中共存而产生复合效应,可以大大改变某一或某些污染物的生理活性或毒性,对人类健康和水生态系统造成严重破坏。沉积物作为水环境中众多污染物的源和汇,对水环境中污染物的释放和迁移行为起着关键性作用。沉积物中的复合污染过程通常受到诸多因素的影响,包括外界影响因素（如环境条件）及内部因素（吸附质如沉积物组分、吸附剂如共存污染物）。各种影响因素对复合污染的影响是一个综合作用的过程,各因素间也可能存在相互制约、相互影响的关系。因此,研究重金属和有机污染物在沉积物上的复合吸附机理,明确作用于复合污染过程的各影响因素的贡献及相互关系,对受重金属、农药复合污染的河流进行环境修复有重要的理论指导意义。本文选择镉、铜作为重金属污染物的代表,阿特拉津和马拉硫磷为典型农药的代表,以重金属存在条件下农药在水-沉积物体系中的复合污染机理为主要研究内容,着重考察不同类型影响因素对复合污染过程的作用及各因素间的关系,主要研究内容和成果包括：（1）采用BP人工神经网络、多元非线性回归等统计分析方法,应用中心复合实验设计等实验手段,研究多种重金属和农药在河流沉积物及其主要组分中的吸附规律及复合污染特征,建立污染物的吸附过程模型,明确重金属与农药的交互作用对各自吸附过程的影响,探索复合污染机理。所建BP人工神经网络模型经验证具有较好的预测能力和准确度,回归模型均通过显着性检验和拟合优度检验,利用所建模型不仅可以预测污染物的吸附规律,还能进一步明确沉积物组分、共存污染物间的交互作用及对吸附过程的相对贡献；（2）考察不同环境因子（包括温度、pH值、离子强度、曝气强度等）对农药和重金属复合污染的影响作用,并分别应用BP人工神经网络,多元非线性回归等方法,借助析因实验设计等实验手段,建立描述环境因子与污染物吸附量之间相互关系的模型。所建模型同样满足各类准确度检验,且通过预测可得出环境因子间的交互作用类型及对污染物吸附量的贡献；（3）将区间规划方法引入吸附过程模型中,假设分别以沉积物组分含量以及环境因子为考察对象的案例,建立基于不确定性条件下的吸附过程优化模型,确定沉积物主要组分以及环境因子与复合污染物吸附量之间的关系,通过优化得出两种案例中阿特拉津在沉积物上的最大吸附量范围,并对其产生的生态风险进行评价,得出阿特拉津对水环境中水生生物的生态风险并不显着；（4）综合考虑复合污染的几类影响因素对复合污染过程的作用,建立可以反映各因素间相互作用的结构方程模型,并比较因素影响作用的大小。综合模型建立后,可同时考察复合污染过程中,外部因素（环境因子）和内部因素（吸附剂沉积物组分和吸附质共存污染物）对复合污染过程所产生的作用。共存污染物对阿特拉津吸附的主要作用点在于沉积物组分,而环境条件对阿特拉津的直接作用远大于对沉积物组分的作用。本文研究内容可为复合污染修复,有针对性的减弱复合污染的影响程度,提出相应建设性意见和对策。
吴锦涛[9]（2011）在《东江流域水质监测分析及沉积物对菲和铜的吸附特性研究》文中进行了进一步梳理本文以东江流域为研究区域,用现场勘查与实验测试相结合的手段,采用单因子指数法评价了东江流域水质质量现状,分析了东江水体、悬浮物和沉积物中重金属的含量、分布特征与污染程度,并研究了东江沉积物对菲和铜的吸附行为,以及菲存在对铜的吸附影响、铜存在对菲吸附的影响。单因子指数法评价结果表明,东江流域水质中总磷、氰化物和石油类物质未呈现污染。氨氮、TN和COD已呈现出不同程度的污染,在多个采样点为重污染或严重污染。东江流域水质的综合指标在0.5～0.7之间,水质为轻度-中度污染。东江水体和悬浮物中的重金属浓度值比较低。悬浮物中的镉、钡、铜、锌、镍、铅的浓度低于水体中镉、钡、铜、锌、镍的浓度；悬浮物中的铬含量高于水体中铬的含量。从沉积物中重金属的含量与分布特征来看,Ba、Mn、Cd的含量在部分采样点超过中国土壤元素背景值,Zn和Cu的浓度值相比背景值都偏高,且Pb、Zn和Cu都在E采样区含量较高,Cd的含量在A采样区较高,其余重金属含量在各采样区无明显不同。用地累积指数法和潜在生态风险评价法对沉积物中重金属评价的结果表明,Cu、Zn是主要污染物,污染级别为中—强度、中度,Cd的污染程度为无—中度,Mn的污染程度为轻度,其余重金属无污染。运用两种方法评价的结果基本一致。目前关于有机物和重金属共存时的吸附研究并不多见,尚未发现有东江沉积物沉积物对二者共存时的吸附研究。对菲的吸附实验结果表明,无论铜是否存在,沉积物对菲的吸附动力学曲线都是随时间推移先迅速增加,后缓慢变化。沉积物对菲的吸附量都随着平衡浓度的增大而增大,且动力学曲线用伪二级动力学方程拟合的最好,等温线曲线用Freundlich方程拟合最好。对动力学曲线来说,同一时刻,铜存在情况下沉积物对菲的吸附量更大。对等温线来说,同一平衡浓度时,铜存在情况下的菲吸附更大。说明铜的存在对沉积物对菲的吸附有促进作用。研究表明,沉积物对铜的吸附属于专性吸附,Cu主要通过与沉积物中有机质官能团之间的络合作用而产生吸附,而沉积物对菲的吸附主要是与沉积物中有机质有机质的碳链结构所构成的憎水微环境有关,这样就产生了与重金属铜的竞争作用,从而削弱了沉积物对铜的吸附。沉积物对铜的吸附实验结果表明,无论菲存在与否,Langmuir方程都能更好地描述其吸附等温曲线,属于单分子层吸附。菲存在时,铜的吸附量稍有下降,说明菲的存在削弱了沉积物对铜的吸附,被沉积物吸附的重金属离子易以“键桥”作用结合菲溶液中的DOM（水溶性有机质）,从而减弱了菲与DOM的结合。
杜璟[10]（2011）在《水生植被恢复对沉积物重金属迁移转化的影响》文中认为快速城市化进程使逐渐恶化的城市水环境问题凸显,其中重金属污染是当前关注的热点。随着人们对水污染过程及内在机理认识的不断深入,目前对受污染水体的治理已经发展到生态修复阶段,其中以水生植被恢复为首要措施。本论文采用野外调查取样结合室内模拟的方法研究了水生植被恢复对沉积物重金属迁移转化的影响,为全面认识水生植被重建过程中污染物的净化机制,进一步完善水生态修复技术提供科学依据。主要研究结果如下：（1）曹杨环浜Pb含量为丽娃河的2-3倍,Pb的形态分布特征为：可还原态>残渣态>可氧化态>弱酸提取态,可还原态Pb所占比例达60%-70%。弱酸提取态Pb含量在上层中低于下层,可还原态、可氧化态Pb含量在上层高于下层。（2）城市河流的植被恢复时间对沉积物重金属的形态分布有显着影响,恢复时间越长,沉积物中Pb向可氧化态转化的趋势越高,在受根系直接作用的上层沉积物中最为明显。水生植被的生长还提高了沉积物中Pb的活性,使残渣态Pb向活性更高的弱酸提取态、可还原态等转移。沉积物中重金属的迁移转化还与水生植物的生活型有关。以睡莲为代表的浮叶型水生植物具备较强壮根茎,其根系泌氧能力更强,沉积物中弱酸提取态和可还原态Pb比例较高；而菹草等沉水植物,根系不发达,对沉积物的影响较小（3）通过等温吸附试验发现城市河道沉积物对重金属Pb和Zn有很强的吸附能力,尤其是Pb,说明沉积物是城市河流重金属污染的‘汇’。两种沉积物对铅和锌的吸附都均符合Freundlich方程,说明沉积物对重金属的吸附既包括物理吸附也包括化学吸附,是多种作用力的结果。（4）不同氧化还原条件对沉积物中Zn的形态转化影响主要表现在：厌氧处理使沉积物中上清液pH下降,并促进了弱酸提取态Fe和Zn的释放；长期厌氧后的沉积物在受到氧化作用后,沉积物中的Zn可能会大量释放到水体中,带来一定的环境风险。
二、铜、锌、铅和镉在淀山湖沉积物上的吸附特性（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、铜、锌、铅和镉在淀山湖沉积物上的吸附特性（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）水库沉积物中重金属的迁移与富集效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外相关工作研究进展 |
| 1.2.1 沉积物中重金属的形态 |
| 1.2.2 重金属迁移转化的影响因素 |
| 1.2.3 湖泊和水库的沉积速率 |
| 1.2.4 沉积物中重金属的风险评价 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 研究区域与方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.1.1 A水库 |
| 2.1.2 其他水库 |
| 2.2 样品采集与预处理 |
| 2.2.1 坝前沉积物柱状样品 |
| 2.2.2 A水库沉积物 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 基本物理化学指标 |
| 2.3.2 重金属总量分析 |
| 2.3.3 重金属形态测定 |
| 2.4 质量控制与保证 |
| 2.5 数据处理分析 |
| 2.5.1 统计分析方法 |
| 2.5.2 重金属污染与风险评价 |
| 3 水库消落区重金属的沉积过程研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 消落区沉积物中的重金属分布与来源 |
| 3.2.1 有机质的分布特征 |
| 3.2.2 重金属的分布特征 |
| 3.2.3 重金属来源解析 |
| 3.3 消落区重金属的沉积速率研究 |
| 3.3.1 水文特性分析 |
| 3.3.2 沉积速率推求 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 水库覆水区沉积物中重金属的迁移与富集 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 沉积物的基本物理化学特性 |
| 4.2.1 沉积物粒度 |
| 4.2.2 沉积物pH值 |
| 4.2.3 沉积物有机质 |
| 4.2.4 孔隙水总氮、总磷 |
| 4.3 沉积物中重金属元素的空间分布 |
| 4.3.1 沉积物中重金属总量的分布 |
| 4.3.2 沉积物中重金属形态的分布 |
| 4.3.3 沉积物中重金属的扩散通量 |
| 4.4 覆水区沉积物中重金属的迁移转化 |
| 4.4.1 沉积物颗粒对重金属分布的影响 |
| 4.4.2 可溶态Mn~(2+)的水力迁移 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 水库坝前沉积物中重金属的分布与来源 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 坝前表层沉积物中重金属的时空分布 |
| 5.2.1 重金属总量的时空分布 |
| 5.2.2 重金属形态的时空分布 |
| 5.3 坝前柱状沉积物中重金属的分布与来源 |
| 5.3.1 沉积物柱状样品特征 |
| 5.3.2 有机质的分布特征 |
| 5.3.3 重金属的分布特征 |
| 5.3.4 重金属的来源分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 水库沉积物中重金属的总体分布与污染评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 重金属背景值的确定 |
| 6.3 A水库沉积物中重金属的总体分布 |
| 6.3.1 重金属总量的分布特征 |
| 6.3.2 重金属形态的分布特征 |
| 6.4 重金属污染与评价 |
| 6.4.1 A水库消落区沉积物 |
| 6.4.2 A水库覆水区沉积物 |
| 6.4.3 东北典型水库坝前柱状沉积物 |
| 6.5 重金属评价结果的对比 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）天然沉积物上重金属竞争吸附的位点能量分布研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 自然水体中的重金属与沉积物 |
| 1.1.1 自然水体中的重金属 |
| 1.1.2 自然水体中的沉积物 |
| 1.1.3 重金属在沉积物上的吸附 |
| 1.2 吸附等温模型 |
| 1.2.1 Langmuir模型 |
| 1.2.2 Generalized Langmuir模型 |
| 1.3 位点能量分布理论综述 |
| 1.3.1 SEDT的发展及主要内容 |
| 1.3.2 能量分布图 |
| 1.3.3 SEDT在吸附领域的应用进展 |
| 1.4 研究背景、意义、目的及内容 |
| 1.4.1 背景及意义 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 第二章 实验材料及方法 |
| 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 沉积物样品采集、处理和分析 |
| 2.2.1 沉积物样品的采集及预处理 |
| 2.2.2 沉积物样品理化性质的测定 |
| 2.2.3 沉积物理化性质测定结果 |
| 2.3 吸附实验方法 |
| 2.3.1同一沉积物上的单一及竞争吸附实验 |
| 2.3.2多种沉积物上的三元竞争吸附实验 |
| 2.3.3 重金属浓度的测定 |
| 2.4 数据处理 |
| 2.4.1 沉积物吸附量的计算 |
| 2.4.2 吸附等温线的拟合 |
| 2.4.3 能量分布图的绘制 |
| 2.4.4 能量分布特征参数的计算 |
| 2.4.5 粒径分形维数计算 |
| 第三章 由位点能量分布定量分析Langmuir模型在沉积物上应用的误差 |
| 3.1 数据采集与处理方法 |
| 3.1.1 数据的采集 |
| 3.1.2 Langmuir误差的计算 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不均匀性参数对位点能量分布的影响 |
| 3.2.2 不均匀性参数与Langmuir的误差的关系 |
| 3.2.3 Langmuir模型在沉积物上实际应用的误差分析 |
| 3.2.4 位点能量不均匀度对Langmuir误差的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 重金属(Cu~(2+),Cd~(2+)和Zn~(2+))在同一沉积物上竞争吸附的能量分布研究 |
| 4.1 吸附等温模型和基于GL模型的能量分布图 |
| 4.2 同一沉积物上重金属单一吸附体系的吸附等温线和位点能量分布 |
| 4.3 同一沉积物上重金属多元竞争吸附体系的研究 |
| 4.3.1 同一沉积物上重金属多元竞争吸附体系的吸附等温线和位点能量分布 |
| 4.3.2 同一沉积物上竞争重金属离子对目标重金属吸附位点能量分布的影响 |
| 4.3.3 同一沉积物上不同重金属离子的竞争吸附位点占比及其环境意义 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 不同沉积物对Cu~(2+)在三元竞争吸附体系中吸附的能量分布的影响 |
| 5.1 不同沉积物上三元竞争吸附体系中Cu~(2+)的吸附研究 |
| 5.1.1 不同沉积物上三元竞争吸附体系中Cu~(2+)的吸附等温线 |
| 5.1.2 不同沉积物上三元竞争吸附体系中Cu~(2+)的吸附位点能量分布图 |
| 5.2 沉积物粒径和有机质含量对Cu~(2+)在三元竞争吸附体系中吸附位点能量分布的影响 |
| 5.2.1 沉积物粒径对Cu~(2+)在三元竞争吸附体系中吸附位点能量分布的影响 |
| 5.2.2 沉积物有机质含量对Cu~(2+)在三元竞争吸附体系中吸附位点能量分布的影 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 |
| 附录2 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间已发表或录用的论文 |
（4）水源水库沉积物特性研究及其质量评价体系构建（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 湖泊、水库沉积物研究现状 |
| 1.2.1 水库沉积物分布状况研究现状 |
| 1.2.2 沉积物-水界面物质交换理论研究进展 |
| 1.2.3 湖泊水库内源污染及其影响因素研究 |
| 1.2.4 湖泊、水库沉积物与生物的关系 |
| 1.2.5 沉积物质量评估 |
| 1.3 主要研究内容与拟解决的关键问题 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 拟解决的关键问题 |
| 2 研究区域概况 |
| 2.1 汤浦水库水环境现状 |
| 2.1.1 水体溶解氧 |
| 2.1.2 水温 |
| 2.1.3 水体氮、磷含量 |
| 2.1.4 水体中金属元素含量 |
| 2.2 汤浦水库水污染防治现状 |
| 2.2.1 农村污水处理 |
| 2.2.2 农业面源污染控制 |
| 2.2.3 养殖业污染控制 |
| 2.2.4 其它措施 |
| 2. 本章小结 |
| 3 汤浦水库沉积现状分析 |
| 3.1 水库沉积物蓄积量计算 |
| 3.1.1 侵蚀模数法 |
| 3.1.2 库容淤损率法 |
| 3.2 水库淤积形态判别 |
| 3.3 水库沉积物采样分析 |
| 3.3.1 采样点布设 |
| 3.3.2 沉积物表观分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 沉积物分布状况模拟研究 |
| 4.1 理论基础 |
| 4.1.1 水动力模型（HD） |
| 4.1.2 输泥模型（MT） |
| 4.2 沉积物分布模拟研究 |
| 4.2.1 水文、泥沙及边界条件 |
| 4.2.2 地形资料 |
| 4.2.3 模型的率定及验证 |
| 4.2.4 计算结果分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 汤浦水库沉积物特性分析 |
| 5.1 沉积物中金属含量分布特性 |
| 5.1.1 材料与方法 |
| 5.1.2 各采样点沉积物重金属含量 |
| 5.2 沉积物金属污染状况评价 |
| 5.2.1 评价方法 |
| 5.2.2 评价结果 |
| 5.3 沉积物中有机物分布特性 |
| 5.3.1 材料与方法 |
| 5.3.2 沉积物营养盐含量 |
| 5.4 沉积物污染状况评价 |
| 5.4.1 评价方法 |
| 5.4.2 评价结果 |
| 5.5 沉积物营养盐累积分析 |
| 5.5.1 沉积物营养盐负荷及来源 |
| 5.5.2 表层沉积物粒度分析 |
| 5.5.3 沉积物粒度与营养盐关系 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 汤浦水库沉积物生物特性分析 |
| 6.1 底栖生物采集 |
| 6.1.1 底栖微生物采集与分析 |
| 6.1.2 底栖动物和藻类的采集与分析 |
| 6.2 沉积物中微生物特性 |
| 6.2.1 汤浦水库沉积物中微生物的构成 |
| 6.2.2 汤浦水库沉积物中微生物的作用 |
| 6.3 底栖动物 |
| 6.3.1 种类组成 |
| 6.3.2 底栖生物密度及生物量分布 |
| 6.3.3 底栖生物群落分布 |
| 6.3.4 底栖生物空间分布与生境的相互关系 |
| 6.3.5 底栖动物多样性与丰富度 |
| 6.3.6 基于Wright指数的水质现状评价 |
| 6.4 底栖硅藻 |
| 6.4.1 底栖藻类种类组成 |
| 6.4.2 底栖藻类密度 |
| 6.4.3 底栖硅藻生物指数 |
| 6.5 底栖生物与沉积物环境 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 沉积物污染物释放特性研究 |
| 7.1 影响沉积物氮磷释放的因素 |
| 7.1.1 温度对沉积物氮磷释放的影响 |
| 7.1.2 溶解氧对沉积物氮磷释放的影响 |
| 7.1.3 粒径对沉积物氮磷释放的影响 |
| 7.2 基于粒子群算法的沉积物内源污染物负荷计算 |
| 7.2.1 粒子群算法 |
| 7.2.2 粒子群优化算法的基本形式 |
| 7.2.3 沉积物氮磷释放速率计算 |
| 7.2.4 粒子群算法在本研究中的应用 |
| 7.2.5 沉积物氮、磷释放速率公式的确定 |
| 7.2.6 汤浦水库沉积物氮磷释放量计算 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 沉积物质量评价体系构建 |
| 8.1 质量评估体系指标选择 |
| 8.1.1 评估方法的选择 |
| 8.1.2 指标体系构建 |
| 8.1.3 参照标准的确定 |
| 8.1.4 数据预处理和标准化 |
| 8.1.5 评价指标权重的确定 |
| 8.1.6 沉积物质量综合指数计算及分级 |
| 8.2 评价结果 |
| 8.3 本章小结 |
| 9 结论与建议 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间主要研究成果 |
（5）湘江浅水区沉积物对Cd2+、Pb2+的吸附效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 湘江流域重金属污染现状 |
| 1.1.1 湘江流域水体中重金属的污染 |
| 1.1.2 湘江流域水体重金属污染造成的影响 |
| 1.2 自然水体中的表层沉积物及其在水中的作用 |
| 1.3 沉积物吸附重金属的影响因素 |
| 1.3.1 吸附时间对吸附效果的影响 |
| 1.3.2 p H值对吸附效果的影响 |
| 1.3.3 温度对吸附效果的影响 |
| 1.3.4 溶液初始浓度对吸附效果的影响 |
| 1.3.5 沉积物投加量对吸附效果的影响 |
| 1.3.6 水流扰动强度对吸附效果的影响 |
| 1.4 吸附理论模型 |
| 1.4.1 吸附动力学理论模型 |
| 1.4.2 吸附等温线理论模型 |
| 1.5 课题意义及研究内容 |
| 1.5.1 课题背景 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 第2章 实验材料及方法 |
| 2.1 沉积物样品的采集及预处理 |
| 2.2 沉积物样品理化性质的测定 |
| 2.2.1 沉积物p H值的测定 |
| 2.2.2 沉积物含水率的测定 |
| 2.2.3 沉积物有机质含量的测定 |
| 2.2.4 沉积物样品粒径分布的测定 |
| 2.2.5 沉积物阳离子交换容量（CEC）的测定 |
| 2.2.6 沉积物理化性质测定结果 |
| 2.3 实验仪器设备及试剂 |
| 2.3.1 实验仪器设备 |
| 2.3.2 实验药剂 |
| 2.4 基本实验方案 |
| 2.4.1 吸附实验的方法 |
| 2.4.2 竞争吸附实验的方法 |
| 2.4.3 曝气实验的方法 |
| 2.4.4 计算公式 |
| 2.5 Cd~(2+)和Pb~(2+)浓度的测定 |
| 2.5.1 方法简介 |
| 2.5.2 标准曲线的绘制 |
| 2.5.3 Cd~(2+)和Pb~(2+)反应贮备液的配制 |
| 2.5.4 样品的测定 |
| 第3章 沉积物对单一重金属离子的吸附 |
| 3.1 沉积物吸附Cd~(2+)的影响因素 |
| 3.1.1 pH值的影响 |
| 3.1.2 沉积物初始投加量的影响 |
| 3.1.3 吸附时间的影响 |
| 3.1.4 溶液初始浓度的影响 |
| 3.1.5 离子强度的影响 |
| 3.2 沉积物吸附Pb~(2+)的影响因素 |
| 3.2.1 pH值的影响 |
| 3.2.2 沉积物初始投加量的影响 |
| 3.2.3 吸附时间的影响 |
| 3.2.4 溶液初始浓度的影响 |
| 3.2.5 离子强度的影响 |
| 3.3 Cd~(2+)和Pb~(2+)在沉积物上吸附的动力学特性 |
| 3.3.1 吸附动力学方程 |
| 3.3.2 沉积物吸附Cd~(2+)的动力学特性 |
| 3.3.3 沉积物吸附Pb~(2+)的动力学特性 |
| 3.4 Cd~(2+)和Pb~(2+)在沉积物上吸附的热力学特性 |
| 3.4.1 沉积物吸附Cd~(2+)的热力学特性 |
| 3.4.2 沉积物吸附Pb~(2+)的热力学特性 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 Cd~(2+)和Pb~(2+)在沉积物中的竞争吸附 |
| 4.1 Cd~(2+)和Pb~(2+)竞争吸附等温线 |
| 4.2 pH值对Cd~(2+)和Pb~(2+)竞争吸附的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 沉积物吸附Cd~(2+)和Pb~(2+)的稳定性 |
| 5.1 曝气对Cd~(2+)和Pb~(2+)吸附-解吸的影响 |
| 5.1.1 沉积物投加量的确定 |
| 5.1.2 曝气时间对溶液中Cd~(2+)和Pb~(2+)平衡浓度的影响 |
| 5.2 双蒸水清洗沉积物对吸附的影响 |
| 5.2.1 清洗次数对Cd~(2+)和Pb~(2+)解吸量的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）重金属元素在给水管网中的蓄积释放规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 重金属元素在管网中的存在特征 |
| 1.3 影响重金属元素迁移转化的固相介质 |
| 1.3.1 水体悬浮物 |
| 1.3.2 管壁生物膜 |
| 1.3.3 管道沉积物 |
| 1.3.4 锈蚀物 |
| 1.4 给水管道锈蚀物的形成和释放原理 |
| 1.5 选题的意义和研究内容 |
| 1.5.1 选题的意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验器材 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 铁蚀管垢对重金属的吸附评价方法 |
| 2.2.2 重金属元素释放特性研究方法 |
| 3 重金属元素在饮用水中存在状况研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 部分城市饮用水中重金属含量调查 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 给水管道锈蚀物对重金属元素的吸附特性研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 常见重金属元素的吸附特性 |
| 4.2.1 铜 |
| 4.2.2 锌 |
| 4.2.3 锰 |
| 4.2.4 六价铬 |
| 4.2.5 三价砷 |
| 4.2.6 镍 |
| 4.2.7 铅 |
| 4.2.8 硒 |
| 4.2.9 镉 |
| 4.2.10 汞 |
| 4.3 重金属元素吸附过程的影响因素研究 |
| 4.3.1 温度 |
| 4.3.2 pH |
| 4.4 本章小结 |
| 5 给水管道锈蚀物对重金属元素的释放特性研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 常见重金属元素的释放特性 |
| 5.3 重金属元素释放过程的影响因素研究 |
| 5.3.1 温度 |
| 5.3.2 pH |
| 5.3.3 碱度、硬度 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（7）河流沉积物对典型重金属污染物的吸附—解吸研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 底泥沉积物中重金属概述 |
| 1.2.1 重金属定义 |
| 1.2.2 沉积物重金属来源 |
| 1.2.3 沉积物中重金属污染研究 |
| 1.2.4 重金属形态研究 |
| 1.3 重金属污染物的吸附-解吸理论 |
| 1.3.1 吸附-解吸基本概念 |
| 1.3.2 吸附解吸动力学理论 |
| 1.3.3 吸附-解吸等温线模型 |
| 1.3.4 沉积物重金属污染物吸附-解吸国内外研究 |
| 1.4 重金属污染物吸附-解吸的影响因素 |
| 1.4.1 沉积物的性质 |
| 1.4.2 温度 |
| 1.4.3 pH |
| 1.4.4 离子强度 |
| 1.4.5 溶解氧 |
| 1.4.6 水流的扰动程度 |
| 1.5 选题意义与研究内容 |
| 1.5.1 选题意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 样品的采集 |
| 2.1.1 采样点设置 |
| 2.1.2 样品的采集与制备方法 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 仪器设备 |
| 2.3 分析测定方法 |
| 2.3.1 表层沉积物理化性质测定 |
| 2.3.2 沉积物重金属背景值测定 |
| 2.3.3 沉积物重金属赋存形态测定 |
| 2.4 标准曲线绘制 |
| 第三章 上海市主要水系沉积物中重金属含量及其分布特征 |
| 3.1 沉积物理化性质 |
| 3.1.1 基本理化性质结果 |
| 3.1.2 粒径分布 |
| 3.2 沉积物重金属含量分布分析 |
| 3.2.1 水环境物理化学性质 |
| 3.2.2 水环境重金属含量分析 |
| 3.2.3 沉积物重金属含量分析 |
| 3.3 沉积物重金属赋存形态分布状况 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 上海市主要水系沉积物对重金属吸附规律研究 |
| 4.1 实验方案与计算公式 |
| 4.1.1 实验方案 |
| 4.1.2 计算公式 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 重金属在沉积物上吸附动力学特性 |
| 4.2.2 温度对重金属吸附的影响 |
| 4.2.3 沉积物中重金属水-固分配系数Kd |
| 4.2.4 pH对重金属吸附的影响 |
| 4.2.5 粒径对重金属吸附的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 上海市主要水系沉积物重金属解吸规律研究 |
| 5.1 实验方案与计算公式 |
| 5.1.1 实验方案 |
| 5.1.2 计算公式 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 重金属在沉积物上解吸动力学特性 |
| 5.2.2 温度对重金属解吸的影响 |
| 5.2.3 pH对重金属解吸的影响 |
| 5.2.4 粒径对重金属吸附的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间发表论文 |
| 致谢 |
（8）河流沉积物中重金属和农药的复合污染机理模型研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| Contents |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及其意义 |
| 1.2 自然环境中的复合污染 |
| 1.2.1 复合污染的概念 |
| 1.2.2 复合污染的类型 |
| 1.2.3 复合污染物的迁移转化规律研究 |
| 1.2.4 复合污染物的毒理学研究 |
| 1.3 沉积物对污染物的吸附作用 |
| 1.4 环境因素对污染物迁移转化的作用 |
| 1.5 生态风险评价的概念和研究现状 |
| 1.5.1 生态风险评价的基本概念 |
| 1.5.2 农药过程的生态风险评价及研究现状 |
| 1.6 存在问题 |
| 1.7 国内外研究动态 |
| 1.7.1 水质模型研究 |
| 1.7.2 BP神经网络在环境模拟中的应用 |
| 1.7.3 不确定性分析和区间规划的应用 |
| 1.7.4 结构方程模型的原理和应用 |
| 1.8 论文研究内容 |
| 第2章 数据来源及复合污染实验介绍 |
| 2.1 多元复合体系中沉积物对阿特拉津的吸附实验 |
| 2.1.1 沉积物及主要组分吸附阿特拉津的热力学实验 |
| 2.1.2 共存污染物存在时沉积物对阿特拉津的吸附实验 |
| 2.2 环境因子对沉积物吸附阿特拉津影响的实验 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 四种环境因子对沉积物吸附阿特拉津的析因实验 |
| 2.2.3 Cu~(2+)共存时四种环境因子对吸附阿特拉津的影响实验 |
| 第3章 内部因素(沉积物组分、共存污染物)影响下复合污染物的吸附过程模型建立 |
| 3.1 污染物吸附过程神经网络模型的建立及验证 |
| 3.1.1 沉积物组分对阿特拉津吸附过程神经网络模型的建立 |
| 3.1.2 阿特拉津-镉-马拉硫磷复合体系中神经网络吸附模型的建立 |
| 3.1.3 中心复合实验设计BP ANN模型分析复合污染体系中的交互作用 |
| 3.2 基于多元非线性回归的复合污染吸附过程模型的建立及验证 |
| 3.2.1 不同浓度的Cu~(2+)掺杂条件下的AT-MRAM |
| 3.2.2 引入共存污染物Cu~(2+)作为定性变量的AT-Cu~(2+)-MRAM |
| 3.2.3 共存污染物对沉积物吸附阿特拉津影响的过程模型的建立 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 外部因素(环境条件)影响下复合污染物的吸附过程模型建立 |
| 4.1 基于多元非线性回归的不同环境条件下污染物吸附过程模型的建立及验证 |
| 4.1.1 环境因子交互作用对阿特拉津吸附的多元非线性回归模型建立 |
| 4.1.2 Cu~(2+)存在下环境因子交互作用对阿特拉津吸附的多元非线性回归模型建立 |
| 4.2 基于神经网络的不同环境条件下污染物吸附过程模型的建立及验证 |
| 4.2.1 环境因子对阿特拉津吸附影响的BP ANN模型建立 |
| 4.2.2 Cu~(2+)存在下环境因子交互作用对阿特拉津吸附的BP ANN模型建立 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 基于区间规划的内因和外因影响下的污染物吸附过程模型的生态风险评价 |
| 5.1 区间规划的方法简介 |
| 5.1.1 定义 |
| 5.1.2 区间规划模型 |
| 5.2 基于不确定性-沉积物组分作用吸附模型的案例优化分析 |
| 5.2.1 不确定性分析-沉积物组分吸附作用模型的优化目标的确定 |
| 5.2.2 不确定性分析-沉积物组分作用模型的决策变量及参数求解 |
| 5.3 基于不确定性分析-环境条件作用吸附模型的案例优化分析 |
| 5.3.1 不确定性分析-环境条件作用模型的优化目标的确定及假设的提出 |
| 5.3.2 不确定性分析-环境条件作用模型的决策变量及参数求解 |
| 5.4 农药生态风险评价方法及与沉积物吸附量的关系 |
| 5.4.1 农药生态风险表征方法 |
| 5.4.2 暴露表征 |
| 5.4.3 生态效应表征 |
| 5.4.4 生态风险表征 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 内因外因影响下沉积物吸附阿特拉津结构方程模型的研究 |
| 6.1 结构方程模型构建的流程 |
| 6.2 论模型的构建 |
| 6.2.1 研究变量 |
| 6.2.2 研究假设 |
| 6.3 实验设计 |
| 6.3.1 变量假设 |
| 6.3.2 基于环境条件-共存污染物-沉积物组分的复合污染体系阿特拉津吸附过程神经网络模型的建立 |
| 6.4 数据分析 |
| 6.4.1 数据正态性检验 |
| 6.4.2 信度分析 |
| 6.4.3 效度分析 |
| 6.4.4 数据分析小结 |
| 6.5 LISREL结构方程模型运行结果 |
| 6.6 结果与讨论 |
| 6.7 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 复合污染体系中污染物的吸附过程模型建立 |
| 7.1.2 复合污染物在不同环境条件下的吸附过程模型建立 |
| 7.1.3 基于不确定性分析-污染物吸附过程模型的生态风险评价案例分析 |
| 7.1.4 不同环境条件下复合污染体系中沉积物吸附阿特拉津结构方程模型的建立 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）东江流域水质监测分析及沉积物对菲和铜的吸附特性研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 东江流域环境概况 |
| 1.2.1 东江流域自然环境概况 |
| 1.2.2 东江流域所在区域社会经济概况 |
| 1.3 河流水质评价方法概述 |
| 1.3.1 单因子指数和综合指数评价法 |
| 1.3.2 综合水质标识指数评价方法 |
| 1.3.3 水质指数评价方法 |
| 1.4 沉积物中的重金属和多环芳烃 |
| 1.4.1 沉积物中的重金属 |
| 1.4.2 沉积物中的多环芳烃 |
| 1.5 沉积物中重金属吸附的国内外研究概况 |
| 1.5.1 研究概况 |
| 1.5.2 吸附等温式 |
| 1.5.3 沉积物吸附铜的影响因素 |
| 1.6 菲在沉积物上的吸附研究现状 |
| 1.6.1 吸附理论研究进展 |
| 1.6.2 吸附动力学模型 |
| 1.6.3 吸附的主要影响因素 |
| 1.7 研究内容及研究目的 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究目的 |
| 1.8 研究技术线路 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 仪器设备 |
| 2.1.2 实验试剂列表 |
| 2.2 河流监测方案 |
| 2.2.1 采样点的设置 |
| 2.2.2 样品的采集 |
| 2.2.3 监测方法 |
| 2.3 沉积物对铜的吸附实验方法 |
| 2.3.1 吸附动力学实验 |
| 2.3.2 吸附等温线实验 |
| 2.4 沉积物对菲的吸附实验方法 |
| 2.4.1 吸附动力学实验 |
| 2.4.2 吸附等温线实验 |
| 2.4.3 温度的影响 |
| 3 东江流域环境质量现状分析 |
| 3.1 东江流域水质现状分析评价 |
| 3.1.1 评价标准及方法 |
| 3.1.2 评价结果 |
| 3.2 水体中重金属分布特征 |
| 3.3 悬浮物中重金属分布特征 |
| 3.4 沉积物中重金属含量与分布特征 |
| 3.5 沉积物中的重金属评价 |
| 3.5.1 评价方法 |
| 3.5.2 评价结果 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 东江沉积物对菲和铜的吸附研究 |
| 4.1 吸附剂理化性质的表征 |
| 4.1.1 扫描电镜(SEM) |
| 4.1.2 能谱分析(EDS) |
| 4.1.3 X射线衍射图 |
| 4.1.4 BET比表面积,孔容孔径 |
| 4.2 沉积物对铜的吸附实验 |
| 4.2.1 吸附动力学实验 |
| 4.2.2 吸附等温特性 |
| 4.3 菲存在下沉积物对铜的吸附实验 |
| 4.3.1 吸附动力学实验 |
| 4.3.2 吸附等温特性 |
| 4.4 菲在东江沉积物上的吸附实验 |
| 4.4.1 吸附动力学实验 |
| 4.4.2 吸附等温特性 |
| 4.4.3 温度的影响 |
| 4.4.4 吸附热力学分析 |
| 4.5 铜存在下沉积物对菲的吸附实验 |
| 4.5.1 吸附动力学实验 |
| 4.5.2 吸附等温特性实验 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（10）水生植被恢复对沉积物重金属迁移转化的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 城市河流重金属污染 |
| 1.2 沉积物中重金属的化学行为、赋存形态及其影响因素 |
| 1.3 植物生长对重金属形态和活性的影响 |
| 1.4 本研究的主要内容及其目的、意义 |
| 1.4.1 本研究的目的、意义 |
| 1.4.2 本研究的主要内容 |
| 第二章 水生植被恢复对沉积物Pb的迁移转化影响 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样品的采集与预处理 |
| 2.2.2 研究方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 丽娃河、曹杨环浜现场调查数据 |
| 2.3.2 丽娃河、曹杨环浜沉积物中总有机碳含量分布特征 |
| 2.3.3 丽娃河、曹杨环浜沉积物中重金属的形态分布 |
| 2.3.4 不同植被生长状况对沉积物中Pb的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 丽娃河、曹杨环浜沉积物中Pb的形态分布特征 |
| 2.4.2 丽娃河、曹杨环浜中水生植物生长对沉积物中Pb形态的影响 |
| 2.4.3 沉积物中Fe对各形态Pb含量的影响 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 城市河流沉积物对Pb、Zn的等温吸附研究 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 沉积物Pb~(2+)吸附特性 |
| 3.2.2 沉积物Zn~(2+)吸附特性 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同氧化还原条件对Zn的迁移转化影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同氧化还原条件培养下上清液理化指标 |
| 4.2.2 不同氧化还原条件培养下上清液Zn~(2+)、Fe~(2+)含量 |
| 4.2.3 不同氧化还原条件培养下沉积物中Zn、Fe的形态变化 |
| 4.3 讨论与小结 |
| 4.3.1 不同氧化还原条件培养对沉积物Zn、Fe的迁移的影响 |
| 4.3.2 不同氧化还原条件培养对沉积物Zn、Fe的形态转化的影响 |
| 4.3.3 不同氧化还原条件培养下沉积物Fe对Pb迁移转化的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 总结 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、铜、锌、铅和镉在淀山湖沉积物上的吸附特性（论文参考文献）
- [1]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)
- [2]水库沉积物中重金属的迁移与富集效应研究[D]. 朱林. 大连理工大学, 2019(01)
- [3]天然沉积物上重金属竞争吸附的位点能量分布研究[D]. 黄丽敏. 上海交通大学, 2018(01)
- [4]水源水库沉积物特性研究及其质量评价体系构建[D]. 王敏. 西安理工大学, 2016(01)
- [5]湘江浅水区沉积物对Cd2+、Pb2+的吸附效果研究[D]. 童笔峰. 湖南大学, 2015(03)
- [6]重金属元素在给水管网中的蓄积释放规律研究[D]. 宋珊. 西安建筑科技大学, 2015(07)
- [7]河流沉积物对典型重金属污染物的吸附—解吸研究[D]. 何梦琦. 东华大学, 2014(05)
- [8]河流沉积物中重金属和农药的复合污染机理模型研究[D]. 王志增. 华北电力大学, 2013(11)
- [9]东江流域水质监测分析及沉积物对菲和铜的吸附特性研究[D]. 吴锦涛. 北京交通大学, 2011(09)
- [10]水生植被恢复对沉积物重金属迁移转化的影响[D]. 杜璟. 华东师范大学, 2011(11)