一、攀枝花地区河流沉积物的重金属污染研究（论文文献综述）
解瑞峰[1]（2021）在《中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测》文中提出湖泊是陆地水圈的重要组成部分,具有调节区域气候、改善区域环境、维持河川径流保持区域平衡、提供生产生活及农业灌溉用水、繁衍水生生物等多种功能。近几十年来,随着我国工业、农业等社会经济的飞速发展,人类活动强度加剧,有害物质通过各种渠道汇入湖泊,导致湖泊生态环境急剧恶化,污染频发,其中重金属的污染是湖泊生态污染最为重要的种类之一。重金属的特点是来源广泛、残留周期长、不能被生物降解等,并且可以通过食物链传递并经过时间的积累产生富集,到达一定程度后会对生物的中枢神经系统和循环系统产生伤害,因此研究湖泊沉积物重金属来源和污染历史变得格外重要。本文选取我国北方干旱地区的博斯腾湖、半干旱地区的乌梁素海和半湿润地区的查干湖作为研究对象,在对研究区湖泊柱状沉积物210Pb和137Cs精确定年的基础上,对Cr、Mn、Fe、Co、Ni、Cu、Zn、As、Cd和Pb等10种重金属元素进行分析,评价研究区湖泊重金属污染程度、污染特征及生态风险、判断重金属来源,并对这三个有明显地域差异的湖泊进行对比来探寻不同人类活动类型和强度对湖泊沉积物重金属的影响。建立统计回归分析模型,预测未来湖泊沉积物重金属含量发展趋势,为湖泊重金属污染的有效控制和环境治理提供科学依据。主要研究结果如下:（1）三个湖泊沉积物中重金属含量都是随时间变化逐渐升高,但不同湖泊含量升高的重金属元素各不相同,且各种重金属元素的含量由高至低依次为查干湖、乌梁素海和博斯腾湖。查干湖沉积物重金属含量在1982年之前相对稳定,1982年后到2003年之间开始波动,2003年后重金属含量逐渐升高,其中Cd和Pb升高最为明显。乌梁素海沉积物重金属含量在1997年之前相对稳定,1997年到2009年期间开始出现波动,其中Cr、Mn的含量甚至开始降低,2009年之后重金属含量开始明显增高,其中Cr、Mn、Ni、Cu和Zn的含量大幅度上升。博斯腾湖沉积物重金属含量在1996年之前保持相对稳定,1996年至2009年期间重金属含量开始出现第一大规模上升,其中Co、Cu、Zn、Cd和Pb的含量大幅度上升,2009年之后,Mn和Pb的含量再次大幅度升高。（2）利用富集指数法、地累积指数法和潜在生态危害指数法对三个湖泊沉积物的单一重金属污染程度进行评价。其中查干湖沉积物重金属Ni、Cu和Zn为轻度污染风险,而Cd和As两种重金属污染程度已经达到中度甚至重度的污染风险。乌梁素海沉积物污染风险评价的综合结果Fe、Cu、Cd和Pb四种重金属存在轻度污染风险。博斯腾湖沉积物污染风险评价的综合结果,除Cd和Pb存在由无污染风险向轻度污染风险转变外,其他重金属元素无污染风险。（3）综合所有沉积物重金属元素的污染风险指数,三个湖泊都存在着污染的危害,其中查干湖综合风险评价指数呈上升趋势,由中生态危害到较高生态危害,近年来逐渐变为高生态危害;乌梁素海综合风险评价指数一直处于中生态危害和较高生态危害之间;博斯腾湖综合风险评价指数在之前处于低生态危害范围,现逐渐发展成中等生态危害。（4）利用多元统计的方法将重金属按来源大致分为三大类:首先,Co、Cu、Zn、Cd、As和Pb具有同源性,包括工业活动产生的废水、废渣和废气,农业活动产生的农药残留及生活污水的污染,这些都是受人类活动影响较大的因素;其次,Cr和Ni两种重金属的来源相对复杂,自然来源和人类活动都会对其产生影响;再次,Mn和Fe这两种重金属比较稳定,基本为自然来源,受人类活动影响较小。（5）受人类活动影响的强度和所在地区的经济、人口密度、工业化水平、矿产资源的含量、矿产开采和农业活动的强度成正比,人类活动对湖泊沉积物重金属含量的影响从强到弱依次为查干湖、乌梁素海和博斯腾湖。（6）利用统计回归分析模型,预测未来各个湖泊沉积物重金属含量发展趋势。预测结果得出查干湖重金属元素整体呈下降趋势,但所有重金属元素处在高位值;乌梁素海Fe和As两种元素含量呈上升趋势,其他重金属元素含量开始呈下降的势头;博斯腾湖Cr、Mn、Ni和Cu呈上升的趋势,其他重金属元素含量呈下降的趋势,总体上,北方湖区工业活动、农业活动、生活排放和大气污染物对湖泊沉积物重金属污染的影响存在着持续的作用。
张敏,余杨,吕雅宁,朱翔,渠晓东[2]（2020）在《京津冀重要水源地潘、大水库沉积物重金属分布及其污染评价》文中指出潘家口-大黑汀水库（简称"潘、大水库"）作为"引滦入津工程"的水源地,其水质状况直接关系到京津冀地区的饮水安全。水库周边长期发展的采矿业可能带来一定程度的重金属污染,为了解水库重金属污染现状,调查了9种重金属的含量并进行了污染程度评价和潜在生态风险评价。结果表明Cu、Zn、Pb、Cr、As、Mn、Co、Ni和Fe的含量分别为56.74mg/kg、140.97mg/kg、41.58mg/kg、63.68mg/kg、10.27mg/kg、1185.l0mg/kg、13.46mg/kg、37.42mg/kg和32367.67mg/kg;大黑汀水库整体污染程度略高,主要污染元素为Cu、Pb、Mn,来源与人为活动关系较大;潘家口水库污染程度略低,主要污染元素与大黑汀水库相似。潘、大水库整体污染程度较低,具有较低的潜在生态风险,但不能忽视Cu、Pb和As的潜在风险。据相关性分析和主成分分析结果,Fe、Cu、Mn、Pb和Zn来源于矿产开发以及冶炼活动,结合Cu和Pb相对较高的潜在风险,建议加强对该区域周边矿区废污水排放的监管。
相江芸[3]（2020）在《格尔木市—格尔木河—达布逊湖潜在有毒元素（PTEs）物源甄别、污染及潜在生态风险评价》文中进行了进一步梳理近年来,随着格尔木工业化、城市化进程加速以及察尔汗盐湖资源开发规模不断扩大,人类活动所引起的环境及生态问题也日益引起关注。发源于昆仑山的格尔木河作为连接格尔木市和察尔汗盐湖之间的水文通道,一方面为格尔木市的工业、农业及生活用水等提供保障,为察尔汗盐湖提供了70%的淡水补给,另一方面沿途流经区域的工业生产、交通运输、居民生活及农业活动等反过来也直接影响格尔木河,成为人类活动引起的各种潜在有毒元素（PTEs,Potentially Toxic Elements）的主要迁移通道。因此,为了更加科学、客观地评价该区域的环境现状以及甄别PTEs的迁移富集规律,本研究选取了格尔木市-格尔木河-达布逊湖为研究区,对获取的格尔木市62个表层土壤样、格尔木河9个采样点的表层沉积物样以及格尔木河汇入达布逊湖的河口1个沉积物柱进行了PTEs浓度空间分布、物源识别、沉积速率、磁学特征等分析,并利用富集因子（Enrichment Factor,EF）、地累积指数(Geoaccumulation Index,Igeo)、修正过的污染程度（modified Contamination Degree,m Cd）、污染负荷指数（Pollution Load Index,PLI）、潜在生态风险指数（Potential Ecological Risk Index,RI）等方法进行了污染及潜在生态风险评价,主要得到如下认识。1)对比标准化方法和相对累积频率曲线法确定的环境地球化学基线,通过与各背景值以及背景点取样的平均浓度进行对比,发现相对累积频率曲线法确定的基线值作为研究区域的环境地球化学基线值更为适宜。2)利用多种污染评价指标对区域进行污染评价,PLIzone均指示区域污染程度为中等。格尔木城区EF指示土壤中元素Cr强烈富集,Cu、Pb、Sb、Sn显着富集,As、Cd、In、P、Zn中度富集,Co、Ni、Tl和V轻微富集;Igeo指示Cr污染严重,Sb污染重,Cu、Pb、Sn污染偏重,As、Cd、In、Zn污染中度,Co、Ni、P、Tl、V污染程度中等;m Cd及PLI分别指示低-中等、低-较高污染。格尔木河及达布逊湖EF指示河流表层沉积物Cd、Ni、P轻微富集,Pb和Sb富集程度为无-轻微,河口柱状沉积物元素富集程度均为无-轻微;Igeo指示河流表层沉积物Cd、Cr、P污染程度为无-轻度,河口柱状沉积物As和Cd的污染程度为无-轻度,其他元素没有污染;m Cd均指示污染程度为无-很低;PLI均指示污染程度为低-中等。3)潜在生态风险评价结果表明除元素As、Co、Ni、V以外,整体随着格尔木市-格尔木河-达布逊湖潜在生态风险值降低。格尔木河及达布逊湖沉积物均具有低的潜在生态风险。格尔木市土壤As、Cu和Pb为低-中等的潜在生态风险,Cd和Cr为低-较高的潜在生态风险;区域尺度上生态风险指标RI指示低-较高生态风险,绝大多数区域生态风险低,但仍存在三个生态风险集中区:高生态风险区位于物流园（Ⅰ区）,影响元素主要为Cd、Cr、Pb、Cu,以Cd、Cr为主;中等生态风险集中区对应于格尔木火车站区域（Ⅱ区）以及工业园区域（Ⅲ区）,影响元素主要为Cd。污染及生态风险主要来源于交通运输以及工业生产。4)对比格尔木河上、中、下游以及汇入格尔木河的人工湖及溪流的元素含量,除元素P外,格尔木河中游的元素浓度、污染程度及生态风险均相对较低,指示河道清淤的治理效果较好。农业种植区临近格尔木河,此区间元素P浓度的持续升高可能与施用肥料等农业活动有关。PLIzone指示区域污染程度为格尔木市>达布逊湖>格尔木河,达布逊湖沉积物柱的表层样品浓度相对深部较低,同样证实了格尔木河清淤对PTEs的治理很有成效。5)多元统计分析结果表明土壤中除Co、Ni、Tl、V为自然来源外,其他元素均认为主要为人类活动输入,格尔木河及达布逊湖的人为来源元素为Cd和P。与青藏高原其他区域表层土壤中PTEs元素分布对比,应尤为注意区域的高Cd值以及交通运输所带来的PTEs富集。达布逊湖入湖口与青海湖流域河口对比,达布逊湖同样更多地需要主要考虑元素Cd的输入。6)对达布逊湖柱状沉积物利用210Pb进行测年,通过CIC模型计算出察尔汗达布逊湖百年内沉积速率为0.041cm/a。7)根据磁性大小研究区域明显为格尔木市>格尔木河>达布逊湖,磁性物质主要为不完整反铁磁性矿物,晶粒大小格尔木市主要为假单畴,格尔木河表层沉积物主要为多畴,察尔汗柱状沉积物主要为假单畴-多畴。格尔木市χ及SIRM对城市土壤污染有一定的指示作用,但不能依赖单一指标来指示污染程度;格尔木河由于河道治理清淤,来自格尔木市的PTEs的富集影响主要考虑在出格尔木市的区段,磁学参数χ、χARM、SIRM、HIRM指示元素浓度的增加具有一定的可行性;达布逊柱状沉积物磁学参数对PTEs元素变化指示性不强。
王越[4]（2020）在《乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析》文中认为土壤重金属污染具有明显的区域性差异,在“源-汇”关系相对清晰的流域内开展土壤重金属污染研究,对于客观把握土壤污染分布规律及分析土壤污染影响要素具有重要意义。本文选取乐安河流域为研究区,在488个样品检测结果的基础上,通过主成分分析法和Person相关系数初步确定污染来源,在此基础上借助ARCGIS及相关分析工具,挑选河段、企业类型、地类作为影响因素,采用单因子污染指数评价、内梅罗综合污染指数评价、潜在生态风险评价、地积累指数等方法对研究区的土壤重金属元素Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn的污染状况及潜在生态风险评价进行研究。在研究结果的基础上,运用单因素方差分析对不同河段、不同企业类型、不同地类上各元素含量差异性进行分析,以确定影响研究区内各元素分布的主要原因。研究得出如下成果:（1）研究区内Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn七种重金属元素的检测和评价表明,研究区存在一定的污染,主要是Cd的污染较为严重,Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn基本没有污染情况。其中,表层土壤中有40.37%的样品Cd超过筛选值;农产品中水稻、小麦中分别有47.67%、65.52%的样品Cd超标。（2）研究区内7种重金属元素的全部信息可由3个主成分来反映,合计贡献率为86.48%。第一主成分代表有色金属冶炼活动的影响,第二主成分代表农业生产及矿产开采的影响,第三主成分代表工业排污的影响。其中,Cd、As、Pb、Cu、Zn主要受第一主成分的影响,Cr主要受第二主成分的影响,Hg主要受第三主成分的影响;（3）不同河段、不同企业类型、不同地类上各元素含量均有明显差异,但各重金属元素在不同河段上的差异实际上是受附近企业生产活动影响导致的,与河流流向基本无关。水田、旱地上的重金属来源均为受污染的河水,但由于水田、旱地的灌溉方式不同,以及水稻和小麦对各重金属元素的吸收能力不同,导致水田上的部分重金属元素含量明显高于旱地。
魏争[5]（2020）在《四川攀枝花安宁河地区土壤环境地球化学特征及意义》文中研究指明本文依托于《攀枝花安宁河地区中大比例尺土地质量地球化学调查》项目,对研究区内的As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 8种重金属元素进行了分析研究,为农业生产、环境保护提供了参考。本论文以攀枝花安宁河地区为研究区,综合研究区内的地质、地貌、水文、土壤类型等,并利用多种软件对测试数据进行了分析,深入的研究了表层土壤的地球化学特征、重金属的来源、土地质量,并为研究区提供了农作物种植规划。本论文的成果如下:研究区As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb以及Zn 8种重金属元素平均浓度分别是4.29、0.19、119.34、59.81、0.032、46.36、19.05、91.5mg/kg,均没有超过土壤质量二级标准。Ni、Cr、Cu、Zn、Pb 5项元素在地球化学指标变异系数介于0.6-1,表示这些元素在土壤中分布较为均匀;As、Hg元素的地球化学指标的变化系数介于1-1.5,反映以上元素指标在土壤中分布不均匀;Cd地球化学指标的变化系数大于1.5,反映Cd在土壤分布很不均匀,且浓集克拉克值高达5.135,元素集中程度极高。研究区八种重金属元素地球化学图显示:重金属异常区分布没有规律,但是重金属异常区分布与PH有相当高的相关性,异常区多出现在PH偏碱性的地区,土壤演化过程中偏碱性区域重金属容易残留在原地,所以研究区绝大部分重金属异常与成土母质有关;相关分析表明Cr-Ni-Cu-As重金属元素有强烈的相关性,主要继承了土壤母质的基本性质;Zn-Pb-Cd三种重金属元素一部分来自人类活动;Hg元素主要来源于大气沉降。主成分分析得表层土壤中Cu、Cr、As、Ni元素来自成土母质,Pb-Zn元素在冶炼厂附近是尾矿污染而形成的的异常;R型聚类分析得:Cr-Ni-Cu元素主要受成土母质控制;As、Cd、Zn、Pb元素主要是表生条件下的碳酸盐岩风化后残余于表层土壤中。土壤重金属污染进行评价得出:单因子指数法评价结果显示:As、Cd、Hg、Pb、Zn五种重金属元素单因子评价指数百分含量几乎全部在Pi≤1属于清洁无污染,Cr、Cu、Ni三种重金属元素。单因子评价指数百分含量几乎全部在1<Pi≤2和2<Pi≤3之中,属于清洁无污染及轻度污染。八种重金属元素中度污染、重度污染非常少,几乎没有;内梅罗综合污染指数法显示:无污染的表层土壤所占比例为80.68%,12.71%的表层土壤属于轻度污染,中度、重度污染的表层土壤所占的比例分别为4.55%、2.07%;地累积指数法得出:研究区表层土壤重金属元素污染没有来自人为影响。
于淼[6]（2020）在《阜新市表土重金属环境基线的厘定及其生态地球化学应用》文中研究说明阜新市是典型的煤炭城市,也是全国首个因资源枯竭而进行经济转型的试点城市,其主城区表土作为社会经济活动的重要场所,时刻记录并反映着阜新市转型期的环境动态变化。探究阜新市表土重金属生态地球化学规律,厘定其表土重金属环境基线,对于明确区域表土环境现状、制定区域环境策略以及合理规划城市发展等都具有重要作用。基于此,本研究以阜新市主城区为研究范围,选择道路交通区、工矿区、商业区、居民区和城市绿地5种功能区,采集0～20cm的表土样品共75份,测试分析其粒度组成、pH值、有机质含量及8种重金属元素Cu、Ni、Zn、Pb、Cr、Cd、Hg、As的重金属全量和赋存。然后采用迭代剔除、盒须图、累积频率曲线、参比金属标准化4种方法的平均值,综合厘定主城区表土重金属环境基线,据此再运用基线因子指数、富集因子指数、内梅罗指数、污染负荷指数、潜在Hakanson指数方法,并结合RAC风险编码、暴露剂量模型、风险表征模型,分别对表土重金属的累积污染风险、潜在生态风险、人体健康风险做出评价分析。同时,通过半变异函数模型、克里金空间插值、局部Moran’I空间聚类、元素相关分析、多元对应分析,以及谱系聚类热图分析,就主城区表土重金属的空间结构及重金属来源进行详细探讨。得到的主要结论有:（1）阜新市主城区表土8种重金属Cu、Ni、Zn、Pb、Cr、Cd、Hg、As的元素全量范围分别介于20.00 mg·kg-1～156.58 mg·kg-1(均值45.13 mg·kg-1)、38.50mg·kg-1～207.45 mg·kg-1(均值91.84 mg·kg-1)、40.17 mg·kg-1～510.16 mg·kg-1(均值107.96 mg·kg-1)、27.85 mg·kg-1～168.95 mg·kg-1(均值63.15 mg·kg-1)、75.26mg·kg-1～1095.42 mg·kg-1(均值162.50 mg·kg-1)、0.021 mg·kg-1～1.179 mg·kg-1(均值0.130 mg·kg-1)、0.030 mg·kg-1～0.641 mg·kg-1(均值0.113 mg·kg-1)、0.73 mg·kg-1～8.40mg·kg-1(均值4.36 mg·kg-1)。8种重金属的赋存各自均以残渣态比例最高（36.21%～93.02%）,有机结合态或铁锰氧化态居其次（3.16%～30.10%）,可交换态和碳酸盐结合态所占比例最低（0.08%～6.81%）。不同功能区以道路交通区和工矿区的重金属Cd、Hg元素含量较高,而且酸提取态比例也相对最高;商业区和居民区的表土重金属含量彼此差异不大,酸提取态仍以Cd元素最突出;绿地环境的重金属Ni、Cr元素含量及变异程度均较大,元素活性相对最强的仍是重金属Cd。（2）阜新市主城区表土8种重金属Cu、Ni、Zn、Pb、Cr、Cd、Hg、As的环境基线值分别为42.86 mg·kg-1、89.34 mg·kg-1、92.23 mg·kg-1、60.55 mg·kg-1、145.21mg·kg-1、0.089 mg·kg-1、0.077 mg·kg-1、4.17 mg·kg-1。（3）阜新市主城区表土8种重金属元素的空间结构既有共性,也有差异。重金属元素Cu、Zn、Cr、Cd、Hg、As均有明显的区域化热点和区域化冰点,空间集聚特征明显。根据元素含量高值分布,Cu、Zn、Pb、Cd、As的高值重合区域主要为太平区海州露天矿向西北方向延伸,直至海州区中华路中段的市中心范围;重金属Ni、Cr的高值重合区主要集中在主城区东南部、北部及西北部;Hg元素的含量高值区域主要集中在主城区东北部。Cu、Zn、Pb、Cd、As的高值热区对应了人口密度相对较大、社会活动相对频繁的经济老区,而Ni、Cr、Hg的富集区域多为住民稀疏、社会经济活动相对较弱的欠开发或未开发的城乡结合地区。对重金属源之探讨同样表明,Cu、Zn、Pb、Cd、As具有很强的同源性,并且以人为源输入为主的特征非常明显;元素Ni、Cr呈现较强的同源性,代表了以自然源输入为主的重金属累积方式,但个别的点源污染现象比较明显;重金属Hg兼具人为源和自然源的特征,表现为混合源输入方式。（4）阜新市主城区表土重金属累积污染风险基本以轻度污染-中度污染为主;潜在生态风险基本处于轻微风险级别;人体健康风险中,成人非致癌风险微弱,儿童非致癌风险明显,人体可耐受的致癌风险则全域普遍存在。8种重金属元素中,Cd和Hg是主要的重金属污染元素,Cr是主要的非致癌风险元素,As和Cd是主要的致癌风险元素。不同功能区以道路交通区和工矿区的重金属累积污染风险、潜在生态风险相对较高;绿地、道路交通区、工矿区的非致癌暴露风险相对较高。同时,污染风险和潜在生态风险较高的区域主要以太平区海州露天矿东西两侧、细河区玉龙湖以南经人民大街至煤城路中段、海州区西阜新化工街附近,以及高新园区玉龙路东段等地为主;非致癌高风险区域主要以玉龙湖南部的市传染病医院附近、海州露天矿南部的万人坑纪念陵园、煤城路中段的工矿区等地为主;致癌高风险区域几乎完全覆盖了太平区和海州区,且主要集中在海州露天煤矿西侧。
高月[7]（2020）在《贵州省丹寨县某典型铅锌矿区重金属污染特征及环境效应》文中指出铅锌矿作为重要的有色金属资源,为我国工业发展做出了巨大贡献。但同时铅锌矿开采及冶炼产生的尾矿渣随意堆弃给周围环境造成了不同程度的污染,本研究选取贵州省丹寨县某典型铅锌矿区作为研究区域,采集研究区尾矿渣、地表水、沉积物、土壤等样品,分析测试了各样品中重金属的总量与形态;采用单因子指数法、内梅罗综合污染指数法、潜在生态危害指数法、地累积指数法及次生相与原生相比值法对沉积物、土壤重金属污染状况进行评价。同时,运用聚类分析法和主成分分析法对研究区四季沉积物、土壤中7种重金属的污染源及污染源间的相关性进行分析。并在实验室进一步通过室内模拟实验研究了铅锌矿渣-土壤系统重金属迁移特征及生物有效性。主要得出以下几点结论:（1）对比《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）中的III类水质标准限值,四季地表水中仅Hg含量超标;春季尾矿堆积区上游、尾矿堆积区的农田地表水中Mn,夏季尾矿堆积区的农田地表水中Mn,四季各采样点地表水中Hg的含量均超标。冬季沉积物中Pb、Zn、Cd、Hg,春季沉积物中Pb、Zn、Cu、Cd、Hg,夏季沉积物中Zn、Cu、Hg,秋季沉积物中Zn、Cu含量均超过背景值;四季各采样点沉积物中As含量均未超过背景值。（2）内梅罗综合污染指数法评价得出研究区四季沉积物受Hg污染最为严重,四季沉积物主要处于轻度和重度污染等级。潜在生态危害指数法评价得出冬季、春季和夏季沉积物中仅Hg产生中度生态风险,秋季沉积物中7种重金属均产生轻度生态风险,四季沉积物主要处于轻度、中度、强污染等级。地累积指数法评价得出研究区四季沉积物受Hg污染最为严重,四季沉积物受到了重金属的轻度污染,个别点位为中度污染。次生相与原生相比值法评价得出7种重金属在研究区四季沉积物主要产生轻度、重度生态风险,四季沉积物主要处于重度污染等级。（3）冬季（0～10、10～20 cm）土壤中Pb、Zn、Cd、Hg,Pb、Zn、Hg含量超过背景值,Pb、Zn含量超过《土壤环境质量农田用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15168-2018）中的风险筛选值。春季土壤（0～10 cm）中Zn、Hg含量超过背景值,仅Hg含量超过筛选值;土壤（10～20 cm）中Zn、Cu、Hg含量超过背景值,7种重金属含量均小于筛选值。夏季土壤（0～10 cm）中Zn、Hg含量超过背景值,仅Hg超过筛选值;土壤（10～20 cm）中Zn、Cu、Hg含量超过背景值,7种重金属含量均小于筛选值。秋季土壤（0～10 cm）中Pb、Zn、Mn、Cu、Cd含量超过背景值,仅Zn含量超过筛选值;土壤（10～20 cm）中Pb、Zn、Mn、Cu、Cd、Hg含量超过背景值,Pb、Zn、Cd含量超过筛选值。四季各采样点土壤（0～10、10～20 cm）中As含量均未超过背景值和筛选值,冬季仅尾矿堆积区土壤（0～10 cm）中As含量超过背景值。（4）四季沉积物与土壤中同种重金属在各采样点的5种化学形态分布规律基本相似,不同重金属的形态占比分布存在差异。沉积物与土壤中7种重金属各形态占比分布如下:Pb的5种形态中碳酸盐结合态占比最高,可交换态占比最低;Mn的5种形态中铁锰氧化物结合态占比最高,可交换态占比最低;Cd的5种形态中可交换态占比最高,残渣态占比最低;Hg的5种形态中残渣态占比最高,铁锰氧化物结合态占比最低;而Zn、Cu、As的5种形态中均是残渣态占比最高,可交换态占比最低。（5）内梅罗综合污染指数法评价得出研究区四季土壤受Hg污染最为严重,四季土壤主要处于尚清洁、轻度、重度污染等级。潜在生态危害指数法评价得出冬季、春季和夏季土壤中仅Hg产生强生态风险,秋季各重金属均产生轻度生态风险,四季土壤主要处于轻度、中等、强生态风险等级。地累积指数法评价得出四季各采样点土壤中Hg的污染指数均最高,四季土壤主要处于无污染、无污染-轻度、轻度、中度污染等级。次生相与原生相比值法评价得出,研究区四季7种重金属在土壤中主要产生轻度、重度生态风险,四季土壤主要处于重度污染等级。（6）四季研究区沉积物、土壤中重金属主要污染来源为铅锌矿业污染源、金汞矿业污染源、工农业活动和自然源。（7）铅锌矿渣中Pb、Zn、Mn、Cu、Cd、Hg和As含量均超过背景值,是其48.18、9.17、3.16、10.72、3.71、69.27、6.35倍。小雨淋溶下,铅锌矿渣中7种重金属的淋溶速率依次为Mn>Zn>Pb>Cu>Cd>Hg>As,中雨、大雨及暴雨淋溶下,7种重金属的淋溶速率依次为Mn>Zn>Pb>Cd>Cu>Hg>As,特大暴雨淋溶下,7种重金属的淋溶速率依次为Mn>Zn>Pb>Cd>Hg>Cu>As。7种重金属的生物可利用态、生物潜在可利用态、不可利用态的顺序依次为Cd>Pb>Hg>Zn>As>Cu>Mn、Mn>Cu>Zn>Pb>Hg>As>Cd、As>Cu>Zn>Hg>Mn>Pb>Cd。
刘子齐[8]（2020）在《攀枝花尾矿库和冶炼排污口钒的时空分布对微生物的影响研究》文中进行了进一步梳理钒在现代工业中发挥着不可替代的作用,尤其在钢铁行业广泛应用。钒开采、冶炼等活动会导致矿渣、含钒废水等污染物进入地质环境造成钒污染。微生物能够参与金属元素的迁移转化,是地球表层生态系统中最活跃的力量。微生物对环境中钒响应敏感,因此探究尾矿库、钒冶炼厂周边环境介质中钒与微生物之间关系很有必要。针对攀枝花马家田尾矿库水与沉积物中钒含量及微生物开展研究。结果表明马家田尾矿库中存在钒污染现象,水中最高钒浓度为0.6 mg/L,沉积物中最高钒浓度为340.5 mg/kg。钒含量随着与尾浆排入口距离增加而降低。16S rRNA高通量测序表明水中微生物群落呈现出随机分布模式,沉积物微生物群落分布受到钒、铬、砷、铜和锰影响。尾矿库水和沉积物季节性变化研究表明,水和沉积物钒含量在夏秋季节高于春冬季节,其他金属元素在夏秋季节污染程度加重。微生物分析表明水中微生物群落春冬季节具有高多样性和丰度,沉积物微生物群落在秋季具有最高多样性和丰度。指示菌种丰度季节变化说明在夏秋季节随着尾矿库中生活污水排入量增加,尾矿库水质恶化,为尾矿库生态环境安全和周边居民健康带来隐患。对冶炼排污口水和沉积物中钒含量研究表明,排污口附近地质环境受到严重钒污染,水体钒浓度高达12.6 mg/L,四季钒浓度分别是我国饮用水源限值标准（0.05 mg/L）的252.0、41.5、97.1和169.6倍。沉积物钒浓度高达1176.6 mg/kg,四季PLI指数均大于1,春季PLI最高达到3.12。钒冶炼活动对排污口周边区域生态环境安全造成威胁。将排污口微生物群落与未受污染金沙江微生物群落进行对比分析表明,二者微生物群落结构存在显着差异。排污口中微生物群落在钒等重金属胁迫下群落分布模式发生改变,排污口沉积物微生物群落分布受确定性过程主导,pH、铬、锌、钒是影响微生物群落变化的关键指标。综上所述,攀枝花尾矿库和冶炼厂排污口周边环境介质受到不同程度钒污染,二者微生物群落对不同浓度钒胁迫进行不同程度响应。本研究为揭示人类活动影响下地质环境中钒的生物地球化学过程提供支撑。
王松[9]（2019）在《攀枝花冶炼区钒的时空分布与微生物响应特征研究》文中认为钒矿开采及钒产品的大量使用造成了环境中的钒污染,钒冶炼厂周边环境钒污染尤为严重。微生物对环境中的钒反应敏感,地质环境中的钒能促使微生物群落发生变化。探究钒冶炼厂周边环境介质中钒与微生物之间的分布及响应有助于我们了解冶炼厂周边环境钒污染程度及钒的生物地球化学过程与微生物的响应特征。针对攀枝花某典型钒冶炼厂周边不同距离梯度及剖面深度的土壤进行钒含量及微生物调查研究。研究发现该地区土壤受到了严重的钒污染,钒的含量随着距离和剖面深度的增加而降低,钒污染的主要来源为钒冶炼厂的大气沉降。该地区土壤钒污染严重且对儿童健康存在危害风险。不同钒含量的样品微生物群落结构差异性较大。该地区中存在一类钒还原菌群（VRB）,土壤钒含量与其丰度呈现高斯分布模式。钒在一定范围内能够促进VRB的生长,含量过高则会抑制VRB的生长。对表层土壤和剖面土壤一年内不同季节变化进行研究,发现土壤中的钒含量在一年内随着时间的变化逐渐增加,其污染程度在加重。微生物的多样性和丰度随着季节性变化逐渐降低。门水平Actinobacteria丰度在一年内随着季节性变化有逐渐增长的趋势,Acidobacteria则相反。属水平中丰度高的属大多具有钒还原以及其他金属还原与抗性功能,其中Bacillus丰度较高且具有钒还原功能。冗余分析（RDA）表明有机质（OM）和钒是影响微生物群落的最重要的理化指标。对冶炼厂周边其他环境介质（地表水、地下水、沉积物）钒含量及微生物群落研究,发现典型溪流钒污染严重,浓度高达12.60 mg/L。钒污染水环境样品中存在丰度较高的钒还原菌及其他金属还原与抗性菌。沉积物中微生物分布特征与水环境样品分布特征相似。非度量多维尺度分析（NMDS）表明环境相似的样品群落结构相似。钒、TN、Al和pH是影响其微生物群落的关键性因素。综上所述,该冶炼厂周边地质环境受钒污染严重,环境介质中的微生物群落对钒含量有不同的响应特征。本研究为揭示地质环境钒的生物地球化学过程提供了重要支撑。
王春宇[10]（2019）在《大渡河汉源段沉积物重金属分布特征及沉积速率研究》文中研究指明随着世界经济的快速发展、人类对物质追求的的不断提升,工矿业等人为活动导致各类重金属以不同形式进入水体沉积下来,最终通过食物链在人体内富集。汉源地处大渡河式铅锌成矿带,大型铅锌矿较多,开采时间较久,矿产开发产生的环境问题也较为严重,因此,本文选取大渡河汉源段沉积物作为研究对象,对其重金属特征和210Pb进行测年研究的基础上,为当地的环境污染问题提供有利数据支撑,对改善当地环境质量有重要指导意义。本文通过采集有代表性的沉积物样品11个,剖面沉积物2组（28个）,利用微量元素地球化学、环境地球化学、同位素地球化学的原理及方法,结合沉积物含量、赋存形态、粒度特征对研究区重金属污染进行评价,结合210Pb测年的基础上计算沉积物的沉积速率,综合以上研究得出以下结论:（1）大渡河汉源段沉积物重金属元素含量平均含量大小依次为Mn、Zn、Pb、Cr、Cu、As以及Cd,其中Zn、Pb、Cd三种重金属元素富集程度较高,C d的含量平均值是当地背景值的16.3倍,而其中部分点位污染到达几十倍。A s、Cu、Pb、Zn、Cd的空间分布较为相似,上游没有明显污染源的点位重金属含量较小,到中游及有污染源的下游,重金属含量明显增加,HYC7、HYC10及HYC11点尤为严重。结合四种污染评价方法对大渡河汉源段表层沉积物进行污染评价,通过生态危害风险能得出结论为只有HYC9一个点位属于中等生态危害,其余点位均处于很强-极强生态危害,说明大渡河汉源段的污染较为严重。（2）沉积物样品中主要以残渣态为主,对环境危害较大的弱酸可提取态占比较小,其中Cr元素最为稳定;而Cd元素则以弱酸溶态为主,通过RSP法对沉积物赋存形态进行污染评价,研究区主要Cd存在严重污染,Pb次之。（3）通过对大渡河汉源段沉积物的粒度特征研究,表层沉积物与剖面沉积物都是以粉砂（3.963μm）为主,黏土（<3.9μm）以及砂（63μm）的含量相对较少,表层沉积物主要以粉砂为主占比达79%,黏土及砂的含量相近占比分别为10.25%、10.75%,平均粒径为29.20μm,分选性属于较好;沉积物粒度越细重金属富集程度越高,有污染源的点位,粒度仅是重金属富集的一种因素。剖面1、剖面2沉积物主要以粉砂为主,占比分比为75.6%、81.94%,黏土含量较少只有1.52%、5.16%,平均粒径分别为41.20、31.34μm,分选性好。（4）通过对沉积物中210Pb测定,剖面1的比活度区间为26118Bq/kg,剖面2的比活度区间为2679 Bq/kg,剖面1的沉积物大概年代区间为1917-2017年,平均沉积堆积速率0.632 g/cm2·a-1,剖面2的沉积物年代为1961-2015年,平均沉积堆积速率为0.737 g/cm2·a-1通过以上几种方法针对沉积物重金属污染进行调查研究,可较详细了解当地重金属污染水平、对环境以及当地居民潜在威胁因素,并采取相应的措施加以控制。
二、攀枝花地区河流沉积物的重金属污染研究（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、攀枝花地区河流沉积物的重金属污染研究（论文提纲范文）
（1）中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物重金属含量的影响因素 |
| 1.2.2 重金属污染物来源 |
| 1.2.3 沉积物重金属污染评价方法 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 论文创新之处 |
| 第2章 研究区与样品采集、测定 |
| 2.1 研究区湖泊概况 |
| 2.1.1 查干湖概况 |
| 2.1.2 乌梁素海概况 |
| 2.1.3 博斯腾湖概况 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 年代测定 |
| 2.3.2 重金属元素 |
| 第3章 中国北方典型湖泊重金属沉积特征 |
| 3.1 年代框架的建立 |
| 3.2 重金属含量垂向分布特征 |
| 3.2.1 查干湖沉积物中重金属元素分布特征 |
| 3.2.2 乌梁素海沉积物中重金属元素分布特征 |
| 3.2.3 博斯腾湖沉积物中重金属元素分布特征 |
| 3.3 湖泊沉积物污染风险评价 |
| 3.3.1 富集系数法 |
| 3.3.2 地累积指数法 |
| 3.3.3 潜在生态危害指数法 |
| 3.3.4 湖泊沉积物污染评价综合结果 |
| 3.4 研究区湖泊沉积物重金属对比显着性差异分析 |
| 本章小结 |
| 第4章 湖泊沉积物重金属来源分析 |
| 4.1 人类活动源污染历史分析 |
| 4.1.1 查干湖人类活动源污染历史分析 |
| 4.1.2 乌梁素海人类活动源污染历史分析 |
| 4.1.3 博斯腾湖人类活动源污染历史分析 |
| 4.2 人类活动源重金属多元统计分析 |
| 4.2.1 相关性分析 |
| 4.2.2 因子分析 |
| 4.3 人类活动污染源类型对比及分析 |
| 本章小结 |
| 第5章 湖泊沉积物中重金属元素演变预测 |
| 5.1 基于Matlab的回归模型建立 |
| 5.1.1 湖泊数据的处理 |
| 5.1.2 建立多项式回归分析模型 |
| 5.1.3 基于均方差的多项式回归模型分析验证 |
| 5.1.4 算法及数据分析 |
| 5.2 湖泊重金属元素演变趋势预测 |
| 5.2.1 查干湖重金属元素演变趋势预测 |
| 5.2.2 乌梁素海重金属元素演变趋势预测 |
| 5.2.3 博斯腾湖重金属元素演变趋势预测 |
| 5.3 研究区湖泊沉积物污染发展趋势 |
| 5.4 研究区湖泊沉积物污染治理建议 |
| 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间所发表的学术论文 |
| 致谢 |
（3）格尔木市—格尔木河—达布逊湖潜在有毒元素（PTEs）物源甄别、污染及潜在生态风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 研究现状及进展 |
| 1.2.1 ~(210)Pb_(ex)测年研究现状及进展 |
| 1.2.2 环境磁学研究现状及进展 |
| 1.2.3 地球化学基线研究现状及进展 |
| 1.2.4 PTEs研究现状及进展 |
| 1.2.5 区域PTEs污染研究现状及进展 |
| 1.3 研究目的及研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 创新点 |
| 第2章 研究区概况及取样测样方法 |
| 2.1 区域概况 |
| 2.2 区域气象及水文条件 |
| 2.3 数据资料收集及野外工作 |
| 2.3.1 样品采集 |
| 2.3.2 样品处理与测试 |
| 第3章 研究方法及原理 |
| 3.1 ~(210)Pb_(ex)测年 |
| 3.2 污染及生态风险评价指标 |
| 3.2.1 地球化学基线 |
| 3.2.2 污染评价指标及方法 |
| 3.2.3 生态风险评价指标及方法 |
| 3.3 基于多元统计分析的物源识别 |
| 3.4 环境磁学 |
| 第4章 格尔木市土壤PTEs分布及潜在生态风险评价 |
| 4.1 元素空间分布 |
| 4.2 环境地球化学基线 |
| 4.3 污染及生态风险评价 |
| 4.4 基于多元统计分析的物源解析 |
| 4.5 磁学响应 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 格尔木河表层沉积物PTEs分布及潜在生态风险评价 |
| 5.1 元素空间分布 |
| 5.2 污染及生态风险评价 |
| 5.3 基于多元统计分析的物源解析 |
| 5.4 磁学特征 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 达布逊湖柱状沉积物PTEs分布及潜在生态风险评价 |
| 6.1 沉积速率 |
| 6.2 元素空间分布 |
| 6.3 污染及生态风险评价 |
| 6.4 基于多元统计分析的物源甄别 |
| 6.5 磁学特征 |
| 6.6 小结 |
| 第7章 对比分析 |
| 7.1 区域研究结果对比分析 |
| 7.2 青藏高原PTEs分布对比 |
| 7.3 小结 |
| 第8章 结论及展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 不足与展望 |
| 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科研成果 |
（4）乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容与方法 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 地形与地貌 |
| 2.2 气候与水文 |
| 2.3 岩性与土壤 |
| 2.4 人口与耕地 |
| 2.5 矿产与企业 |
| 2.6 重金属污染情况 |
| 3 样品采集与测定 |
| 3.1 样品采集与制备 |
| 3.2 样品检测 |
| 4 重金属污染评价 |
| 4.1 评价方法 |
| 4.2 表层土壤评价结果 |
| 4.3 农产品评价结果 |
| 5 影响因素分析 |
| 5.1 不同河段对各元素含量的影响情况 |
| 5.2 不同企业类型对各元素含量的影响情况 |
| 5.3 不同地类对各元素含量的影响情况 |
| 5.4 不同农作物对各元素含量的影响情况 |
| 5.5 多个影响因素叠加分析 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究不足与后续研究方向 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
| 学位论文数据集 |
（5）四川攀枝花安宁河地区土壤环境地球化学特征及意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究区位置 |
| 1.2 研究区自然资源概况 |
| 1.3 环境地球化学研究现状 |
| 1.4 研究区工作程度 |
| 1.4.1 基础地质工作程度 |
| 1.4.2 研究区土壤环境质量研究现状 |
| 1.5 选题依据及研究意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 1.7 论文完成工作量 |
| 第2章 区域地质概况 |
| 2.1 区域大地构造属性 |
| 2.1.1 地层 |
| 2.1.2 岩浆岩 |
| 2.1.3 构造 |
| 2.2 土壤类型及其分布、成壤机理 |
| 2.3 研究区农业生产、土地利用现状 |
| 2.4 多目标区域地球化学调查及存在的地球化学问题 |
| 第3章 土壤环境地球化学调查与评价技术及方法 |
| 3.1 野外工作方法技术及质量评述 |
| 3.2 样品处理方法、分析测试方法及数据质量评述 |
| 3.2.1 样品处理方法 |
| 3.2.2 分析测试方法及数据质量评述 |
| 3.3 土地质量地球化学评价 |
| 第4章 土壤环境元素地球化学特征与土地质量等级划分 |
| 4.1 土壤环境地球化学特征 |
| 4.1.1 土壤重金属背景值及地球化学特征 |
| 4.1.2 土壤重金属的空间分布特征 |
| 4.1.3 不同PH条件下重金属含量特征 |
| 4.2 土壤环境地球化学等级 |
| 4.3 土壤重金属来源解析 |
| 4.3.1 相关分析 |
| 4.3.2 主成分分析 |
| 4.3.3 R型聚类分析 |
| 4.4 土壤重金属质量评价 |
| (1)单因子指数评价结果 |
| (2)内梅罗综合污染指数法评价结果 |
| (3)土地累积指数法评价结果 |
| 第5章 土地质量地球化学等级划分与评价成果应用 |
| 5.1 土地质量地球化学等级 |
| 5.1.1 土壤单元素环境质量等级 |
| 5.1.2 土壤环境地球化学质量综合等级 |
| 5.1.3 土壤质量地球化学质量综合等级 |
| 5.2 重要土地质量地球化学问题评价 |
| 5.2.1 在安全利用类、优先保护类土地产出污染农作物的讨论 |
| 5.2.2 解决方案及验证 |
| 5.2.3 重金属污染追踪调查结果 |
| 5.3 土地规划利用与经济社会效益分析 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
（6）阜新市表土重金属环境基线的厘定及其生态地球化学应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究综述 |
| 1.2.1 环境地球化学基线 |
| 1.2.2 重金属生态地球化学 |
| 1.3 研究内容与研究目的 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 研究区域与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集、处理与测试分析 |
| 2.2.1 样品采集与预处理 |
| 2.2.2 样品理化测试分析 |
| 2.3 数理分析方法 |
| 3 阜新市主城区表土理化性质及重金属地球化学特征 |
| 3.1 表土基本理化特征 |
| 3.1.1 表土粒度特征 |
| 3.1.2 表土pH值特征 |
| 3.1.3 表土有机质特征 |
| 3.2 表土重金属地球化学特征 |
| 3.2.1 表土重金属元素全量特征 |
| 3.2.2 表土重金属赋存相态特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 阜新市主城区表土重金属环境地球化学基线的厘定 |
| 4.1 基于迭代剔除法的基线值 |
| 4.2 基于盒须图法的基线值 |
| 4.3 基于累积频率曲线法的基线值 |
| 4.4 基于参比金属标准化法的基线值 |
| 4.5 小结 |
| 5 阜新市主城区表土重金属生态地球化学空间结构及来源辨析 |
| 5.1 表土重金属生态地球化学空间结构 |
| 5.1.1 表土重金属元素空间变异特征 |
| 5.1.2 表土重金属元素空间分布特征 |
| 5.2 表土重金属生态地球化学来源辨析 |
| 5.2.1 相关性分析 |
| 5.2.2 多元对应分析 |
| 5.2.3 谱系聚类分析 |
| 5.3 小结 |
| 6 阜新市主城区表土重金属生态地球化学风险评估及污染修复建议 |
| 6.1 表土重金属累积污染风险 |
| 6.1.1 单因子重金属累积污染风险评价 |
| 6.1.2 区域重金属累积污染风险评价 |
| 6.2 表土重金属生态污染风险 |
| 6.2.1 RAC风险指数编码评价 |
| 6.2.2 Hakanson潜在生态风险评价 |
| 6.3 表土重金属人体健康风险 |
| 6.3.1 暴露剂量模型 |
| 6.3.2 风险表征模型 |
| 6.4 表土重金属污染的修复建议 |
| 6.4.1 原位植物修复建议 |
| 6.4.2 土壤基质修复建议 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（7）贵州省丹寨县某典型铅锌矿区重金属污染特征及环境效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 铅锌矿开采对环境的影响 |
| 1.2.1 对水体的影响 |
| 1.2.2 对土壤的影响 |
| 1.3 国内外矿区重金属污染现状 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 研究区概况及研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 采样时间和采样点的设置 |
| 2.3 样品的采集与处理 |
| 2.3.1 样品的采集与处理 |
| 2.3.2 样品的分析方法 |
| 2.4 室内模拟实验 |
| 2.4.1 雨水作用下重金属的浸出特性实验设计 |
| 2.4.2 矿渣-土壤系统重金属迁移特征实验设计 |
| 2.5 研究区沉积物和土壤重金属污染评价方法 |
| 2.5.1 单因子指数法 |
| 2.5.2 内梅罗综合污染指数法 |
| 2.5.3 潜在生态危害指数法 |
| 2.5.4 地累积指数法 |
| 2.5.5 次生相与原生相比值法 |
| 2.6 数据处理与统计分析 |
| 3 铅锌矿区地表水及沉积物中重金属时空分布及污染评价 |
| 3.1 地表水重金属含量变化特征 |
| 3.2 沉积物重金属时空分布 |
| 3.3 沉积物重金属的形态特征 |
| 3.4 沉积物重金属元素相关性分析 |
| 3.5 沉积物重金属聚类分析 |
| 3.6 主成分分析法解析沉积物重金属来源 |
| 3.7 沉积物重金属的潜在污染评价 |
| 3.7.1 内梅罗综合污染指数法 |
| 3.7.2 潜在生态危害指数法 |
| 3.7.3 地累积指数法 |
| 3.7.4 次生相与原生相比值法 |
| 3.8 小结 |
| 4 铅锌矿区土壤中重金属时空分布及污染评价 |
| 4.1 土壤重金属时空分布 |
| 4.2 土壤重金属的形态特征 |
| 4.3 土壤重金属元素相关性分析 |
| 4.4 土壤重金属聚类分析 |
| 4.5 主成分分析法解析土壤重金属来源 |
| 4.6 土壤重金属的潜在污染评价 |
| 4.6.1 内梅罗综合污染指数法 |
| 4.6.2 潜在生态危害指数法 |
| 4.6.3 地累积指数法 |
| 4.6.4 次生相与原生相比值法 |
| 4.7 小结 |
| 5 矿渣堆积处重金属迁移特征研究 |
| 5.1 矿渣中的重金属含量 |
| 5.2 雨水作用下重金属的浸出特性 |
| 5.3 矿渣-土壤系统重金属迁移特征及生物有效性研究 |
| 5.3.1 矿渣-土壤系统重金属迁移特征 |
| 5.3.2 矿渣-土壤系统重金属的形态和生物有效性 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 硕士学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（8）攀枝花尾矿库和冶炼排污口钒的时空分布对微生物的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 钒污染来源 |
| 1.1.2 钒污染危害 |
| 1.2 微生物群落分布及其交互作用 |
| 1.2.1 微生物与钒交互作用 |
| 1.2.2 微生物群落分布机制 |
| 1.3 微生物多样性与共存模式 |
| 1.3.1 微生物多样性 |
| 1.3.2 微生物共存模式 |
| 1.4 研究内容、目的、与创新点 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 尾矿库钒空间分布及微生物群落特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.3 分析测试方法 |
| 2.2.4 数值处理与统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 理化指标与污染指数空间分布 |
| 2.3.2 微生物多样性分析及群落组成 |
| 2.3.3 微生物群落分布机制 |
| 2.3.4 微生物共现网络 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 尾矿库钒季节分布及微生物群落特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 实验测试与仪器 |
| 3.2.3 测试分析方法 |
| 3.2.4 数值处理与统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 理化指标与污染指数季节变化 |
| 3.3.2 微生物多样性分析及群落季节变化 |
| 3.3.3 微生物群落季节变化共现网络 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 冶炼排污口钒季节分布及微生物群落特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集 |
| 4.2.2 实验测试与仪器 |
| 4.2.3 测试分析方法 |
| 4.2.4 数值处理与统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 理化指标与污染指数季节变化 |
| 4.3.2 微生物多样性分析及群落季节变化 |
| 4.3.3 微生物群落分布影响因素 |
| 4.3.4 微生物季节变化共现网络 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（9）攀枝花冶炼区钒的时空分布与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 研究背景 |
| 1.1.1 钒的性质及用途 |
| 1.1.2 钒功能及危害 |
| 1.2 钒污染及国内外研究现状 |
| 1.2.1 钒污染 |
| 1.2.2 国内外研究现状 |
| 1.3 钒生物地球化学过程 |
| 1.3.1 钒的环境行为 |
| 1.3.2 钒的生物转化过程 |
| 1.4 重金属的微生物响应 |
| 1.4.1 微生物对重金属的响应特征 |
| 1.4.2 微生物对钒的响应特征 |
| 1.5 研究目的、内容及创新点 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究创新点 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 土壤钒污染的空间分布及微生物响应 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.3 测试分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 理化指标与钒含量分析 |
| 2.3.2 微生物组成与多样性 |
| 2.3.3 环境因素对微生物群落及VRB的影响 |
| 2.3.4 VRB对微生物群落的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 土壤钒污染的季节分布及微生物响应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.3 测试分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 理化指标及钒含量的季节性变化 |
| 3.3.2 钒污染指数与风险评估 |
| 3.3.3 微生物多样性分析及群落组成 |
| 3.3.4 环境因素对微生物群落的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 其他环境介质中钒的分布与微生物响应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集 |
| 4.2.2 实验试剂与仪器 |
| 4.2.3 测试分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 理化指标及钒含量分布 |
| 4.3.2 不同环境介质中的微生物群落结构 |
| 4.3.3 环境因子对微生物群落结构的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）大渡河汉源段沉积物重金属分布特征及沉积速率研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物中重金属研究现状 |
| 1.2.2 沉积物测年研究状况 |
| 1.2.3 大渡河沉积物研究状况 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 第2章 研究区域概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 第3章 样品采集及研究方法 |
| 3.1 样品采集及处理 |
| 3.2 实验仪器及试剂 |
| 3.3 沉积物粒度分析 |
| 3.4 沉积物重金属含量分析 |
| 3.5 沉积物赋存形态分析 |
| 3.6 沉积物~(210)Pb分析 |
| 3.6.1 ~(210)Pb计年原理 |
| 3.6.2 ~(210)Pb测试方法 |
| 3.7 沉积物重金属评价方法及标准 |
| 3.7.1 单因子指数法 |
| 3.7.2 地质累计指数法 |
| 3.7.3 富集因子 |
| 3.7.4 潜在重金属生态风险评价 |
| 第4章 沉积物重金属元素分布及环境风险研究 |
| 4.1 表层沉积物重金属含量分布特征 |
| 4.2 剖面沉积物重金属含量分布特征 |
| 4.3 表层沉积物重金属污染评价 |
| 4.3.1 单因子指数法评价 |
| 4.3.2 地质累积指数评价 |
| 4.3.3 富集因子评价 |
| 4.3.4 潜在生态风险评价 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 沉积物重金属赋存形态分布与风险研究 |
| 5.1 赋存形态的研究意义 |
| 5.2 大渡河汉源段沉积物重金属赋存形态 |
| 5.3 原生相与次生相分布比值法(RSP) |
| 5.4 小结 |
| 第6章 沉积物粒度特征研究 |
| 6.1.大渡河汉源段表层沉积物粒度特征 |
| 6.1.1 粒度组成 |
| 6.1.2 粒度参数分析 |
| 6.1.3 沉积物粒度与重金属相关性分析 |
| 6.2 大渡河汉源段剖面沉积物粒度特征 |
| 6.2.1 粒度组成 |
| 6.2.2 粒度参数分析 |
| 6.3 小结 |
| 第7章 大渡河沉积物现代沉积速率研究 |
| 7.1 ~(210)Pb比活度垂直分布特征 |
| 7.2 沉积物测年 |
| 7.2.1 沉积物定年模式 |
| 7.2.2 沉积速率校正 |
| 7.3 沉积物剖面沉积速率的特征 |
| 7.4 小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
四、攀枝花地区河流沉积物的重金属污染研究（论文参考文献）
- [1]中国北方典型湖泊重金属沉积特征、污染来源与趋势预测[D]. 解瑞峰. 哈尔滨师范大学, 2021(09)
- [2]京津冀重要水源地潘、大水库沉积物重金属分布及其污染评价[A]. 张敏,余杨,吕雅宁,朱翔,渠晓东. 中国水利学会2020学术年会论文集第三分册, 2020
- [3]格尔木市—格尔木河—达布逊湖潜在有毒元素（PTEs）物源甄别、污染及潜在生态风险评价[D]. 相江芸. 中国科学院大学(中国科学院青海盐湖研究所), 2020(04)
- [4]乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析[D]. 王越. 山东科技大学, 2020(04)
- [5]四川攀枝花安宁河地区土壤环境地球化学特征及意义[D]. 魏争. 成都理工大学, 2020(04)
- [6]阜新市表土重金属环境基线的厘定及其生态地球化学应用[D]. 于淼. 辽宁师范大学, 2020(01)
- [7]贵州省丹寨县某典型铅锌矿区重金属污染特征及环境效应[D]. 高月. 贵州师范大学, 2020(02)
- [8]攀枝花尾矿库和冶炼排污口钒的时空分布对微生物的影响研究[D]. 刘子齐. 中国地质大学(北京), 2020(11)
- [9]攀枝花冶炼区钒的时空分布与微生物响应特征研究[D]. 王松. 中国地质大学(北京), 2019(02)
- [10]大渡河汉源段沉积物重金属分布特征及沉积速率研究[D]. 王春宇. 成都理工大学, 2019(02)
标签：重金属论文; 土壤重金属污染论文; 风险评价论文; 土壤环境质量标准论文; 生态环境论文;