一、沉积物-水界面化学参数原位现场测定技术（论文文献综述）
柳宁[1]（2021）在《关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究》文中提出涝池是北方干旱地区抗涝蓄洪的小型蓄水工程,类似于小型湖泊系统,但又有别于小型湖泊系统,尤以陕西关中地区最为常见。目前,涝池面临的富营养化问题日益严重,富营养化引发涝池水体和沉积物发黑的问题尤为突出,已严重影响到周围的生态环境和居民人身健康,现阶段对于河流、湖泊富营养化引起的发黑问题研究较多,而针对涝池面临的此类问题研究尚且不足,因此,本文以陕西关中涝池为研究对象,针对涝池面临的发黑问题,采用现场考察、实地取样、室内测定分析、模拟试验及数学模拟相结合的方法,探明了涝池的主要致黑物质为FeS,阐释了 Fe、S元素的赋存形态及分层特征,筛选了影响Fe2+、∑S2-释放的主要控制因子,揭示了主控因子对Fe2+、∑S2-释放的影响规律,构建了涝池沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型。研究得到以下主要结论:（1）通过对进入涝池的生活污水、径流及涝池周围土壤中TFe、硫化物的测定分析,确定了涝池主要致黑污染物质为上覆水中悬浮颗粒物,主要致黑成分是FeS,其中Fe主要来源于原生土壤,S可能来源于生活污水;（2）涝池沉积物中Fe元素主要以残渣态为主,占总铁的72.6%～81.2%:氧化态铁是有效性铁（总铁与残渣态铁的差值）的主要存在形式,占有效性铁的53.2%～58.2%。可交换态铁、氧化态铁、有机态铁、残渣态铁均随沉积物剖面深度的增加先减小后趋于稳定,碳酸盐结合态铁含量随剖面深度的增加而增加,水体可溶态铁没有明显的规律性;涝池沉积物中还原性无机硫与有机硫占总硫的比例相当,黄铁矿硫（Pyrite-S）是总还原性无机硫的主要存在形态和最稳定存在形式,占总还原性无机硫59.3%～68.6%,可挥发性硫（AVS）占总还原性无机硫的26.4%～35.6%,单质硫（ES）是硫循环过程中的中间产物,因此含量仅占总还原性无机硫4%左右;富里酸硫（FA-S）是有机硫的主要存在形式,占总有机硫的66.5%～68.9%;随沉积物剖面深度的增加,AVS的含量先增加后减小最终趋于稳定,Pyrite-S含量逐渐增加,ES含量先增加后趋于稳定,FA-S先减小后增加最后趋于稳定,HA-S含量则呈现缓慢减小的趋势;（3）采用逐步回归及结构方程模型分析法,对黑裕村涝池沉积物-水界面处TN、TP、TOC、T、DO、Eh、pH、太阳辐射能及Fe2+、∑S2-10个指标进行了综合分析,确定了影响沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的主控因子为富营养化污染物（TN、TP、TOC）及环境因子（T、DO、pH）,建立了关于Fe2+、∑S2-含量的预测方程;（4）界面Fe2+、ES2-含量随着上覆水中PO43-含量的增加而增加,PO43-含量越大,界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,PO43-含量从0.03 mg/L增长到1.1 mg/L,界面处Fe2+、ES2-的最大含量分别增加了 88.2%、97.9%,增长速率分别提高了 51.2%、34.8%,增加PO43-含量对Fe2+含量的增长速率影响更大;NH4+-N是涝池中氮的主要存在形式,上覆水NH4+-N含量增加会引起界面Fe2+、ES2-含量增大,NH4+-N含量越大界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,上覆水NH4+-N含量对界面Fe2+、ES2-含量的影响大小没有明显差异;蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸、葡萄糖、淀粉均能促使上覆水体发黑,含硫有机质基质（蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸）较非含硫有机基质（葡萄糖、淀粉）能更快使水体发黑,发黑程度更大;无论何种有机基质,只要其含量达到0.8g/L就会引起水体发黑;有机基质种类及含量对界面ES2-含量影响较Fe2+更大。（5）沉积物-水界面处Fe2+、ES2-含量随环境温度的升高而增大,T在15℃～25℃之间时,界面Fe2+、ES2-含量增长迅速,界面更易发黑;DO通过直接影响界面氧化还原状态来影响Fe2+、ΣS2-含量大小,界面Fe2+、ES2-含量随溶解氧含量的增加而减小,DO≥2～3 mg/L时,就能有效抑制沉积物中Fe2+的释放和SO42-的还原;pH通过影响硫酸盐还原菌和铁还原菌的活性来影响界面Fe2+、ES2-含量大小,pH=7是两种细菌共存情况下最适pH,此时界面Fe2+、ΣS2-含量较大,更容易出现发黑现象。（6）藻体是富营养化涝池发黑的主要诱因之一,藻体的存在是引起沉积物-水界面耗氧速度变快、耗氧量增加的主要原因,添加藻体后界面溶解氧在70 min内快速减小为0 mg/L,氧化还原电位降为负值,Fe2+、ES2-含量快速增加,发黑速度加快,发黑程度增大。（7）以菲克定律和物质守恒定律为基本理论,构建了沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型,并求得其解析解。通过实测数据与预测数据的对比,验证了所建立的数学模型的可靠性和准确性。为不同使用年限的3座涝池分别给出3组参数,用建立的数学模型对楼底村涝池、黑裕村涝池、孝子陵村涝池中Fe2+、ES2-含量变化情况进行了预测。
张扬[2]（2021）在《阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究》文中研究说明砷是一种持久性污染物,具有活跃的化学性质和极强的生物蓄积性,因其赋存形态多变且环境毒理性强而被广泛关注。湖泊砷污染是当前最严峻的环境问题之一,其污染来源、生物毒理与富集、生态响应和环境影响是当前研究的热点。水体中砷的循环、转化过程的研究还处于初步阶段,沉积物中砷的赋存体系与迁移释放机制仍存在争议,微生物所参与的生物化学作用尚不明确,理论体系有待完善。阳宗海作为典型的深水高原湖泊之一,是流域数万居民的主要用水源,砷污染事件对湖泊功能和生态环境造成了严重的影响,而且实施絮凝修复后湖泊是否产生新的环境问题有待深入研究。为了解决湖泊用水安全和生态环境问题,本研究选取阳宗海沉积物及湖水作为研究对象,系统分析了水质参数、粒度、碳酸盐、有机质、总砷、离子、重金属元素、亚砷酸盐和砷酸盐的含量、e DNA等指标,通过210Pb-137Cs测年建立了可靠的年代序列,探讨了砷的分布、变化规律与影响因素,重建了湖泊污染历史,总结了二次污染和砷滞留的原因,评估了砷污染对生态造成的影响,讨论了应急措施、环境变化对湖泊自然演化与沉积过程的影响,提出了砷在沉积物水界面的迁移、沉积平衡,总结了微生物参与其中的生物地球化学作用。研究结果为解决湖泊当前存在的水安全问题提供了科学依据和数据基础,同时完善和补充了砷释放与迁移污染的过程和机制。论文研究结果与主要结论如下:1)查明了阳宗海水体砷含量及空间分布特征。表层水体总砷含量低于底层水体,夏季水体中总砷含量明显低于冬季。夏季阳宗海砷的浓度由表层28.03μg/L增加至底层48.85μg/L,冬季,由表层的48.63μg/L增加至底层的55.35μg/L。夏季水体砷含量差异小,冬季呈现出南部略高于北部、湖岸高于湖心的趋势。砷的空间分布主要受湖泊水化学和内源循环的影响。2)确定了阳宗海表层沉积物砷的含量及空间分布特征。总砷含量呈现点源污染和“深度控制”的分布规律。表层沉积物中砷的含量在45.69-334.67 mg/kg之间。在湖滨南岸至湖盆一块区域出现了异常高值高达297-334.67 mg/kg,南部湖盆的在137.41-223.97 mg/kg之间,湖盆中部为89.75-113.42 mg/kg,湖盆北部为45.69-77.62 mg/kg,相同湖区内深水区的表层沉积物中砷含量低于浅水区。砷含量的空间性差异受湖泊地形、沉积物地球化学背景和污染源的共同影响。3)明晰了阳宗海沉积物记录中砷的垂直变化特征。阳宗海沉积物岩芯记录中总砷含量先后呈现缓慢增加、快速增加、波动起伏、快速回落、保持平稳的趋势。总砷含量从35.44 mg/kg增加至281.17 mg/kg,后波动下降至82.35 mg/kg。PCA主成分分析显示,砷的沉积过程经历了区域-自然、流域-自然、流域-非自然、非自然状态四个阶段。砷的时空变化规律主要受人类活动与气候变化的影响。（4）揭示了阳宗海微生物群落对砷转化的影响。阳宗海不同湖区和沉积阶段内微生物群落存在差异。阳宗海沉积物中最占优势的细菌门类始终是变形杆菌（Proteobacteria）,相对丰度的平均值为22.2%。厚壁菌（Firmicutes）、酸杆菌（Acidbacteria）、螺旋体（Spirochaetes）、疣微菌（Verrucomicrobia）、浮霉菌（Planctomycetes）、拟杆菌（Bacteroidetes）的相对丰度在1.5-4.2%、2.4-4.2%、1.1-4.6%、3.4-8.2%、1.1-7.7%、2.1-5.6%之间。沉积物中的微生物与环境因子存在响应关系,微生物对砷迁移、转化是有影响的。研究结果表明,受应急措施和环境变化的双重影响,阳宗海当前水化学环境异常,水体含氧量低、透明度下降,并伴有酸化的趋势。表层沉积物中富集大量有机质,同时沉积物砷污染危害与风险要明显高于水体砷污染,存在较大的生态隐患。水—沉积物界面的沉积与释放过程是砷滞留于阳宗海水体中的原因,当前存在三种不同的迁移、释放机制,即As-HFO的还原水解、As-Fe S的氧化分解及离子竞争。湖泊砷污染出现于上个世纪90年代,通过区域搬运的风化矿物是污染物的主要赋存形态,2000年后转变为流域三废输入,2009年后污染物通过絮凝沉降的方式进入到沉积物中,当前沉积物更多地反映了湖泊自身的内源循环,而非环境背景和流域状况等外源因素对其产生的影响。环境的改变导致阳宗海砷的迁移途径发生了三次转变,当前的沉积“伪平衡”现象是As-HFO和As-Fe S体系之间的平衡状态。当前沉积物中Agrobacterium、Desulfovibrio等DARPs,将砷酸盐作为电子受体,其异养代谢过程,直接导致砷酸盐被还原。Meiothermus作为HAOs,使用亚砷酸盐作用电子供体获取能量,导致亚砷酸盐被氧化,Bacillus、Shewanella作为ARMs,通过砷还原酶将砷酸盐还原为亚砷酸盐。
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[3]（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》文中进行了进一步梳理内陆水体（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[4]（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》文中研究说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。
石文静[5]（2020）在《SRB与DFeRB对砷形态转化的影响机制研究》文中研究表明砷（arsenic,As）的环境地球化学行为强烈受控于As的形态,而As形态转化又与铁硫等的氧化还原过程紧密耦联。异化铁还原菌（Dissimilatory Iron Reducing Bacteria,DFe RB）和硫酸盐还原菌（Sulfate Reducing Bacteria,SRB）介导的铁硫还原在As的界面行为与效应方面具有重要作用。有关DFe RB和SRB介导的As形态转化及其潜在路径、驱动过程与机制、潜在释放风险等方面尚不明晰,尤其是冰封期厌氧环境中微生物的异化还原作用对As界面行为与效应的影响机制研究更是缺乏。本文以微生物介导的As形态转化及效应为切入点,以典型寒旱区湖泊乌梁素海为研究对象,根据不同季节沉积物-水界面As的形态动态特征,耦合铁与硫的同步变化规律,系统开展了DFe RB与SRB对As形态转化的影响机制研究,以期阐明自然环境中As的迁移转化机制,丰富真实复杂环境下As的界面反应机制及环境效应理论体系,为判识不同环境条件下As的生物有效性及潜在生态风险等提供科学依据。主要结论如下:1.薄膜梯度扩散技术（DGT）现场监测与室内柱芯模拟实验结果表明,沉积物和上覆水中TAs、As（III）、Fe2+、S2-间呈明显耦合关系,显示了砷铁硫间的地球化学亲和性及其生物地球化学循环的紧密关联性。厌氧还原环境中,铁还原及硫酸盐还原显着影响As的形态转化。2.DFe RB和SRB显着促进As的还原性溶解与释放,并表现明显的季节性差异;冰封期,DFe RB和SRB仍具一定的生物活性及还原能力,增加了As的潜在生态风险。SRB介导下As（V）的还原量及As的释放量明显强于DFe RB。3.DFe RB介导下,铁的还原是影响As形态转化的重要机制。Fe3+、Fe2+和S2-是夏季DFe RB影响As形态转化的主要因子,无机磷（IP）是影响冰封期As形态转化的又一重要因子。4.SRB对沉积物中弱吸附态As、黄铁矿、含砷硫化物等不同形态As的转化具有重要影响。SRB是影响As形态转化的主控因子,但冰封期IP也是影响As形态转化的重要因子。5.DFe RB和SRB对As形态转化的影响明显不同。DFe RB对沉积物活性库（S1-2）和中度活性库（S3-5）影响显着,SRB则对沉积物中惰性库（S7-8）的影响最为显着,揭示了DFe RB与SRB对As形态转化路径的明显差异。
李楠[6]（2020）在《分层型水库水体不同混合状态溶解氧变化对铁锰污染控制影响机制》文中认为近年来,分层型湖库底层水体季节性厌氧及其诱发沉积物铁、锰释放带来的环境问题和生态健康风险在全世界范围内引起广泛关注。自然或人为作用下的水体混合可以有效地补充水体溶解氧并对铁锰污染进行原位控制。本文以金盆水库为研究对象,采用多参数水质在线分析仪、微电极和薄膜扩散技术等水质原位监测技术,通过对自然状态及扬水曝气系统运行过程水体不同混合状态下的水体和沉积物中的溶解氧和铁锰浓度及形态的变化过程进行原位监测,同时结合实验室模拟实验,重点研究了①金盆水库分层过程等温层水体及沉积物耗氧特性研究;②水体不同混合状态溶解氧对沉积物铁锰污染释放的影响;③人工强制混合充氧对水库水体铁锰污染的原位控制;④人工诱导持续自然混合过程与铁锰污染原位控制。主要的研究成果包括:（1）定量计算了金盆水库分层过程中等温层水体及沉积物需氧量（SOD）,并在此基础上探明了等温层水体及沉积物-水界面的溶解氧消耗过程及特征。扬水曝气系统安装前分层期等温层水体耗氧速率为955 kg/d,经过系统多年运行,2014、2016和2017年等温层水体耗氧速率分别为219 kg/d、208 kg/d和403 kg/d。藻类爆发显着增加了等温层水体的耗氧速率,2015年硅藻爆发后等温层水体耗氧速率为703 kg/d。SOD由沉积物氧吸收通量（JO2）和还原性物质释放通量（Fred）组成,共占据等温层需氧量的54.2～75%。分层初期SOD为0.534 mg/m2/d,JO2占比约为72.3%;分层末期SOD为0.386 mg/m2/d,Fred占比约为56.5%。建立了基于菲克定律（Fick’s law）和米氏动力学（Michaelis-Menten kinetics）的分层型水库SOD模型（（?））,并利用实测数据对该模型进行了验证。（2）阐明了水体不同混合状态溶解氧对沉积物铁锰污染释放的影响。通过对比分析不同混合状态上覆水体溶解氧、温度变化过程对原位沉积物上覆水、间隙水以及沉积物铁锰污染物垂向浓度及形态分布的影响,结果表明:沉积物间隙水中溶解态铁锰垂向浓度梯度是其向表层沉积物扩散和界面释放的主要驱动力;上覆水溶解氧浓度降低和温度升高显着增加了间隙水溶解态铁锰浓度,在厌氧条件下,随上覆水温度由6℃升高至12℃,JFe迅速由0.96 mg/m2/d增加至10.65 mg/m2/d,JMn由1.3 mg/m2/d增加至12.35 mg/m2/d;间隙水溶解态锰持续地垂向迁移过程导致表层沉积物锰的有效态占比高达90%以上。（3）揭示了人工强制混合充氧对水库水体铁锰污染的原位控制过程。人工强制混合充氧不仅可以通过氧化水体中溶解态铁锰、控制水库水体溶解态铁、锰浓度小于0.1 mg/L,还可以在沉积物-水界面处建立一个1～2 mm好氧层,从而有效地阻止沉积物铁锰的释放过程;人工强制混合充氧过程可将径流输入的溶解态铁锰氧化去除,其中,溶解态铁去除速率为0.01 mg/L/d,溶解态锰去除速率为0.002 mg/L/d;氧化、沉降的铁锰颗粒在表层沉积物中还原后,被上述好氧层抑制在沉积物-水界面。由于铁锰离子氧化还原电位的差异性,溶解态锰不断在沉积物界面处积聚,而溶解态铁不断沉积物内部迁移,沉积物-水界面处JMn由5.1 mg/m2/d增加至14.3 mg/m2/d,而JFe降低至0.3 mg/m2/d以下;随水体颗粒态铁锰沉降达到平衡时,界面处溶解态锰不断向沉积物吸附,JMn逐渐降低至4.6 mg/m2/d。（4）提出了人工诱导水库水体持续自然完全混合的方法,持续原位控制水体铁锰污染。通过扬水曝气系统运行将水库水体提前完全混合,在秋季持续自然混合的作用下水库自然完全混合期由3个月增加至5个月以上,水体自发的上下混合,溶解氧浓度持续维持在8 mg/L以上,控制水体铁锰浓度始终低于0.05 mg/L,达到了延长自然混合过程和持续改善水质目的;实现上述过程的条件是扬水曝气系统将水体完全混合时的水体温度应持续高于流域日平均气温;人工诱导持续自然完全混合过程水体铁锰浓度始终低于0.05 mg/L,沉积物JMn由4.8mg/m2/d逐渐降低至3.79 mg/m2/d,而JFe则难以检出。
王健康[7]（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》文中研究表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。
李财[8]（2020）在《氧气平面光学传感器的制备及其在湖泊沉积物-水界面的应用研究》文中研究表明沉积物-水界面是水体中最为活跃的区域,也是上覆水体与沉积物之间物质交换的重要边界环境。溶解氧作为沉积物-水界面关键的物理化学指标之一,在控制元素地球化学循环、沉积物内源污染物释放以及评估水生态与水环境健康等方面起着重要作用。本文通过优化氧气平面光学传感器的制备方法,构建室内氧气平面光学传感器监测设备以及便携式原位监测设备,在高时空分辨条件下获取了室内模拟实验以及湖泊中沉积物-水界面溶解氧的二维空间分布,为流域水资源与水环境管理与优化提供数据支持。主要结论如下:（1）超声喷涂法制备的氧气平面光学传感器相比于传统的涂布法具有更好的均匀性和可重复性,可明显的提高测量的精确性;此外,制备的氧气平面光学传感器的反应时间约为6 s,具有优良的可逆性,出色的光学稳定性,并且可在沉积物中长期使用至少30天。（2）通过对电源、控制系统、激发光源以及图像采集系统的集成构建了平面光学传感器室内监测设备,该设备不仅能够节省实验室空间、降低外界光线干扰,而且提高了实验的可操作性。我们使用该设备研究了不同底栖生物扰动（钩虾和霍甫水丝蚓）对沉积物-水界面溶解氧分布和动态的影响。钩虾属于廊道构建者,挖掘的通风洞穴能够将含氧上覆水引灌至洞穴中,明显地提高沉积物中溶解氧空间分布的异质性,并提高沉积物中溶解氧浓度,改变溶解氧在沉积物中的渗透深度和扩散流量。霍甫水丝蚓属于向上输送者,将深层的厌氧沉积物搬运至表层上覆水中,在沉积物-水界面形成“烟雾状”厌氧流体,通过尾部的摆动能够对表层沉积物造成轻微扰动,导致表层沉积物溶解氧含量出现轻微波动,并改变沉积物-水界面的氧气渗透深度和扩散流量。研究表明,不同类型底栖生物会对沉积物中溶解氧的分布和动态产生不同的影响,进而对沉积物中污染物的迁移转化产生不同的影响。（3）通过使用面阵激发光源系统以及线扫成像系统,并将其固定于同一扫描平台上,减小了设备的体积和重量,使其具备了便携性能,并且该设备具有良好的密封性能与耐压能力,可以用于水深<30 m的湖泊水域;在室内进行好氧-厌氧转换实验,持续监测了沉积物-水界面溶解氧的空间分布的动态变化,验证了该设备成像的可行性;使用便携式监测设备在太湖进行了原位监测,成功获取了溶解氧在扰动和未扰动条件下沉积物-水界面的二维空间分布,结果表明底栖动物以及水生植物会分别通过生物引灌以及根系泌氧等行为将溶解氧引灌或者释放到沉积物中,导致溶解氧在沉积物中产生了高度异质性。
路林超[9]（2020）在《金盆水库铁锰迁移转化特征及主库区原位控制技术研究》文中研究说明为探究金盆水库水体中铁锰的迁移转化特征以及扬水曝气系统对铁锰污染的原位控制作用,以西安金盆水库为研究对象,研究了2018年7月2019年7月主库区水体、径流水体、沉积物间隙水-上覆水、沉降颗粒及沉积物中铁锰的含量分布及变化规律。主要结论和成果如下:（1）金盆水库是一个稳定的季节性分层水库,热分层导致的底部溶解氧耗竭是铁锰内源污染的重要诱因。2019年4月5月底部水体进入缺氧/厌氧状态,水体中总锰浓度最高达0.109 mg/L。由于铁锰化学性质的差异,金盆水库水体中铁主要以颗粒态存在,锰主要以溶解态存在,水体中铁锰浓度及形态的变化均受沉积物内源释放及外源径流汇入的综合影响。（2）铁锰浓度的沿程变化与径流潜流过程基本契合。当径流处于底部潜流状态时,沿程铁锰浓度垂向上呈“上低下高”分布,径流转变为中部潜流后,沿程铁锰浓度的垂向分布也转变为“上下低、中部高”。径流水体中铁主要以颗粒态存在,锰主要以溶解态存在。暴雨径流期间,大量铁锰污染物质汇入主库区,以颗粒态为主的铁大量沉积于表层沉积物中,以溶解态为主的锰多留存于水体中。汇入主库区的铁锰进一步参与主库区内铁锰的氧化还原循环过程,对主库区水质产生影响。（3）金盆水库沉积物中铁主要以残渣态（RES）和铁锰氧化物结合态（ERO）为主要存在形态;沉积物锰中可交换态（EXC）、碳酸盐结合态（CARB）、铁锰氧化物结合态（ERO）及残渣态（RES）含量占比均较高且较为接近。在长期的沉积过程中,沉积物内部铁锰存在着向表层沉积物迁移转化的趋势,最终形成“上高下低”的垂向分布特征。金盆水库沉积物中锰相较于铁具有更强的环境敏感性、释放风险及生物毒性,而铁在水体厌氧期间也具有一定的释放风险。（4）沉积物间隙水-上覆水铁锰浓度分布表明,由于铁锰氧化还原电位的差异,溶解态锰更容易向上覆水体中释放。厌氧状态下沉积物-水界面处溶解态锰的浓度不断升高,呈现出在表层沉积物中积聚的特征。沉积物中溶解态铁的释放既受到溶解氧的抑制,也受到锰氧化物等其他氧化剂的抑制。（5）扬水曝气系统对水体中溶解态铁锰的控制效果显着,2018年系统运行对溶解态铁锰的平均削减率分别为44.4%和33.3%。扬水曝气系统的混合充氧作用有效提升了沉积物-水界面处的溶解氧浓度,间隙水中溶解态铁向表层扩散的过程中不断氧化沉积,但溶解态锰氧化速率较慢,虽然在沉积物-水界面处其浓度有所降低,但在界面以下依然存在积聚现象。扩散通量计算表明,系统运行期间锰扩散通量有升高趋势,系统运行结束后,底部溶解氧浓度迅速降低,溶解态锰迅速释放至上覆水体,锰扩散通量有降低趋势。
范成新[10]（2019）在《湖泊沉积物—水界面研究进展与展望》文中进行了进一步梳理湖泊沉积物—水界面是以水层/沉积层物相为基础、具有一定立体尺度的交接面,界面上所发生的由生物积极参与的物理、化学和生物学微小反应和微环境变化,都会对界面附近物质的状态和迁移转化行为产生着复杂影响.本文首先回顾了沉积物—水界面研究100多年来的发展历程及国内外近20年发展.然后系统介绍了国际上对沉积物—水界面的物理尺度与结构的宏观和微观认识;重点综述了沉积物间隙水的取样、物化性质的多维测定与结构表征、过程的静态和动态模拟等湖泊沉积物—水界面研究技术与方法;分析和展示了氮磷等营养物、重金属和持久性有机污染物在湖泊沉积物—水界面迁移转化过程的研究进展;总结和归纳了在沉积物—水界面过程的模型研究、沉积物—水界面物质交换的定量化、界面过程与湖泊生态环境灾害关系等模型与过程效应方面的研究成果.最后对沉积物—水界面信息获取技术的研发方向、界面物质交换定量化研究的关注点,以及加强模型的应用和构建等方面进行了展望.
二、沉积物-水界面化学参数原位现场测定技术（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、沉积物-水界面化学参数原位现场测定技术（论文提纲范文）
（1）关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物中FeS、MnS释放机理研究进展 |
| 1.2.2 致黑污染物释放的影响因素研究进展 |
| 1.2.3 水环境数学模型的研究进展 |
| 1.2.4 沉积物中FeS、MnS释放的控制技术研究进展 |
| 1.2.5 文献评述 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 涝池污染现状及致黑污染物来源 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究涝池的筛选 |
| 2.3 材料及方法 |
| 2.3.1 样品的采集与处理 |
| 2.3.2 仪器及设备 |
| 2.3.3 研究方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 涝池污染现状 |
| 2.4.2 涝池主要致黑污染物 |
| 2.4.3 涝池致黑污染物来源 |
| 2.5 小结 |
| 3 沉积物中Fe、S元素赋存形态及分层特征 |
| 3.1 研究方案及方法 |
| 3.1.1 沉积物中Fe元素的赋存形态测定方法 |
| 3.1.2 沉积物中S元素的赋存形态测定方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 沉积物中Fe元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.2.2 沉积物中S元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的主控因子 |
| 4.1 影响因子初选 |
| 4.2 研究方案及方法 |
| 4.3 各影响因子与Fe~(2+)、ΣS~(2-)之间的相关性分析 |
| 4.3.1 各影响因子的季节变化 |
| 4.3.2 沉积物-水界面处Fe~(2+)、ΣS~(2-)含量与各影响因素的相关性分析 |
| 4.4 主控因子的甄选 |
| 4.4.1 基于SPSS逐步回归方法的甄选 |
| 4.4.2 基于结构方程模型(SEM)的甄选 |
| 4.4.3 甄选结果 |
| 4.5 小结 |
| 5 富营养化污染物对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1 磷对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1.1 研究方案及方法 |
| 5.1.2 结果与分析 |
| 5.2 氮对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.2.1 研究方案及方法 |
| 5.2.2 结果与分析 |
| 5.3 有机质对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.3.1 研究方案及方法 |
| 5.3.2 结果及分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 环境因子对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.1 研究方案及方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 温度对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.2 溶解氧对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.3 pH对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.3 小结 |
| 7 藻体对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 7.1 研究方案及方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 藻体对沉积物-水界面处黑度值变化的影响 |
| 7.2.2 沉积物-水界面处溶解氧含量的变化 |
| 7.2.3 沉积物-水界面处氧化还原电位的变化 |
| 7.2.4 沉积物-水界面处Fe~(2+)含量的变化 |
| 7.2.5 沉积物-水界面处(50)S~(2-)含量的变化 |
| 7.2.6 沉积物中不同形态铁含量变化 |
| 7.2.7 沉积物中不同形态硫含量变化 |
| 7.3 小结 |
| 8 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的模型构建 |
| 8.1 沉积物中污染物释放模型的推导 |
| 8.1.1 污染物释放的基础理论 |
| 8.1.2 污染物在静水中迁移的模型推导 |
| 8.1.3 模型相关参数 |
| 8.1.4 与已有模型的区别 |
| 8.1.5 模型合理性分析 |
| 8.2 模型的解析解 |
| 8.3 模型在涝池水质模拟和预测中的应用 |
| 8.3.1 黑裕村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.2 楼底村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.3 孝子陵村涝池水质模拟及预测 |
| 8.4 小结 |
| 9 结论及展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（2）阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 砷的基本性质和赋存形态 |
| 1.1.2 砷的毒理、毒性 |
| 1.1.3 砷污染来源 |
| 1.1.4 砷的迁移与赋存特征 |
| 1.2 水体砷污染研究进展 |
| 1.2.1 湖泊砷污染 |
| 1.2.2 砷的转化与释放 |
| 1.2.3 砷循环与迁移机制 |
| 1.2.4 阳宗海湖泊及污染研究 |
| 1.3 选题意义与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 主要创新点 |
| 1.3.3 研究内容与技术路线 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置及气候状况 |
| 2.1.2 土地利用及植被状况 |
| 2.1.3 流域水文及侵蚀状况 |
| 2.1.4 社会经济状况 |
| 2.2 流域环境污染现状 |
| 2.3.1 水环境污染 |
| 2.3.2 砷污染事件 |
| 第3章 阳宗海水化学与砷的迁移释放 |
| 3.1 水样采集与检测方法 |
| 3.1.1 样品采集与预处理 |
| 3.1.2 样品分析测试 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 水文特征 |
| 3.2.3 水化学环境 |
| 3.2.3.1 离子含量 |
| 3.2.3.2 离子组分 |
| 3.2.3.3 砷的变化规律 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 水体砷滞留现象及原因 |
| 3.3.2 絮凝吸附HFO体系下砷的迁移释放机制 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 阳宗海砷的沉积特征与其循环平衡 |
| 4.1 表层沉积物采集与检测方法 |
| 4.1.1 沉积物样品提取 |
| 4.1.2 元素含量 |
| 4.1.3 粒径组分 |
| 4.1.4 有机质 |
| 4.2 数据分析及评估方法 |
| 4.2.1 重金属污染负荷指数PLI(Pollution Load Index) |
| 4.2.2 沉积物质量基准(SQGs) |
| 4.2.3 潜在生态风险指数(RI) |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 表层沉积物砷的分布特征 |
| 4.3.2 沉积环境 |
| 4.3.3 沉积物污染类型与污染等级 |
| 4.3.4 生物致毒性与生态危害风险评估结果 |
| 4.3.5 污染来源分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 氯化铁絮凝吸附法的生态环境风险 |
| 4.4.2 As-Fe S和 As-HFO迁移平衡和影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 沉积物记录的阳宗海砷污染历史 |
| 5.1 岩芯提取与分析方法 |
| 5.1.1 样品采集与保存 |
| 5.1.2 样品预处理 |
| 5.2 样品分析 |
| 5.2.1 元素定量检测 |
| 5.2.2 元素扫描 |
| 5.2.3 ~(210)Pb和~(137)Cs年代学分析 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 XRF微区扫描结果 |
| 5.3.2 高分辨率年代序列的建立 |
| 5.3.3 钻孔沉积物各代用指标垂向变化特征 |
| 5.3.4 有机质、粒度和碳酸盐 |
| 5.3.5 富集因子及主成分分析结果 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 阳宗海的环境变化过程 |
| 5.4.2 阳宗海污染历史 |
| 5.4.3 砷的沉积“伪平衡”状态 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 阳宗海微生物的环境响应与涉砷影响 |
| 6.1 准备材料与提取方法 |
| 6.1.1 实验设备与及试剂配备 |
| 6.1.2 总DNA提取 |
| 6.2 16srDNA测序和分析方法 |
| 6.2.1 PCR扩增DNA序列 |
| 6.2.2 凝胶电泳分离与生物分析 |
| 6.2.3 数据处理与分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 微生物群落的变化特征 |
| 6.3.2 微生物群落结构多样性 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 微生物的环境响应与影响 |
| 6.4.2 砷迁移机制中的生物地球化学作用 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 论文主要结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
（3）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 |
（4）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 |
（5）SRB与DFeRB对砷形态转化的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 As的形态及其危害 |
| 1.2.2 As在环境中的迁移转化 |
| 1.2.3 As的环境生物地球化学行为与铁耦合关系 |
| 1.2.4 As的环境生物地球化学行为与硫耦合关系 |
| 1.2.5 DGT技术在沉积物中的应用 |
| 1.3 选题依据及意义 |
| 第二章 研究内容与方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 研究内容 |
| 2.1.2 技术路线图 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 样品采集与保存 |
| 2.3.2 实验方法 |
| 2.3.3 实验仪器 |
| 2.3.4 数据处理 |
| 第三章 砷的形态转化与铁硫的耦合关系 |
| 3.1 基于DGT技术的沉积物中元素的分布特征 |
| 3.1.1 砷的含量及形态 |
| 3.1.2 垂向分布特征 |
| 3.1.3 砷与铁硫的耦合行为 |
| 3.2 氧化还原环境变化对砷界面行为的影响 |
| 3.2.1 研究结果 |
| 3.2.1.1 上覆水和沉积物中砷浓度变化 |
| 3.2.1.2 沉积物-水剖面中砷浓度变化 |
| 3.2.2 讨论 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 DFe RB对 As形态转化的影响 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 实验设计 |
| 4.1.2 实验菌株 |
| 4.1.3 分析测定 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 研究结果 |
| 4.2.1 夏季DFe RB作用下As的形态转化 |
| 4.2.1.1 DFe RB作用下As的还原及释放 |
| 4.2.1.2 DFe RB作用下沉积物中As形态转化 |
| 4.2.1.3 基于PLS模型的As形态转化路径分析 |
| 4.2.1.4 影响As形态转化的主要环境因子及路径 |
| 4.2.2 冰封期DFe RB作用下As的形态转化 |
| 4.2.2.1 DFe RB作用下As的还原及释放 |
| 4.2.2.2 DFe RB作用下沉积物中As形态转化 |
| 4.2.2.3 基于PLS模型的As形态转化路径分析 |
| 4.2.2.4 影响As形态转化的主要环境因子及路径 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 DFe RB作用下季节性As形态转化的影响机制 |
| 4.3.2 As迁移转化的主要驱动因子及路径的季节性差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 SRB对As形态转化的影响 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.2 研究结果 |
| 5.2.1 夏季SRB作用下As的形态转化 |
| 5.2.1.1 SRB作用下As的还原及释放 |
| 5.2.1.2 SRB作用下沉积物中As形态转化 |
| 5.2.1.3 基于PLS模型的As形态转化路径分析 |
| 5.2.1.4 影响As形态转化的主要环境因子及路径 |
| 5.2.2 冰封期SRB作用下As的形态转化 |
| 5.2.2.1 SRB作用下As的还原及释放 |
| 5.2.2.2 SRB作用下沉积物中As形态转化 |
| 5.2.2.3 基于PLS模型的As形态转化路径分析 |
| 5.2.2.4 影响As形态转化的主要环境因子及路径 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 SRB作用下季节性As形态转化的影响机制 |
| 5.3.2 As迁移转化的主要驱动因子及路径的季节性差异 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 DFe RB与 SRB对 As形态转化的差异性机制 |
| 6.1 研究结果 |
| 6.1.1 DFe RB和 SRB诱导的As还原释放 |
| 6.1.2 影响As形态转化的主要环境因子 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 As形态转化及释放的影响机制 |
| 6.2.1.1 DFe RB和 SRB的影响 |
| 6.2.1.2 温度、DOC和pH的影响 |
| 6.2.1.3 Fe~(3+)、Fe~(2+)和S~(2-)的影响 |
| 6.2.1.4 IP的影响 |
| 6.2.1.5 NH_4~+-N和 NO_3~--N的影响 |
| 6.2.2 As的潜在生态风险评估 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论、创新点及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间科研成果 |
（6）分层型水库水体不同混合状态溶解氧变化对铁锰污染控制影响机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湖泊、水库热分层及其对水质的影响 |
| 1.2.2 分层型湖库等温层水体及沉积物耗氧特性 |
| 1.2.3 湖泊、水库沉积物铁锰内源污染研究进展 |
| 1.2.4 混合充氧水质原位改善技术 |
| 1.3 课题主要研究内容 |
| 1.4 研究的技术路线 |
| 2 研究对象及材料方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集与测定 |
| 2.2.1 采样点布置 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 测定方法 |
| 2.3 数据分析 |
| 2.3.1 等温层水体需氧量计算 |
| 2.3.2 沉积物氧吸收通量计算 |
| 2.3.3 沉积物间隙水还原性污染物释放通量计算 |
| 2.3.4 沉积物需氧量计算 |
| 2.3.5 水体体积加权平均热量计算 |
| 2.3.6 水体热稳定指数计算 |
| 3 金盆水库分层过程等温层水体及沉积物耗氧特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 金盆水库分层条件下等温层水体耗氧特征研究 |
| 3.2.1 水体温度及溶解氧季节性变化规律 |
| 3.2.2 分层过程沉积物上覆水体溶解氧的变化规律 |
| 3.2.3 水体分层对等温层水体溶解氧消耗及需氧量的影响 |
| 3.3 金盆水库沉积物耗氧特征研究 |
| 3.3.1 分层过程沉积物–水界面氧吸收通量的变化规律 |
| 3.3.2 分层过程沉积物–水界面还原性物质释放通量的变化规律 |
| 3.3.3 水体分层对沉积物–水界面耗氧过程的影响 |
| 3.4 底部流速对溶解氧在沉积物–水界面传质过程影响机制 |
| 3.4.1 不同循环流速条件下水体及沉积物–水界面溶解氧分布规律 |
| 3.4.2 箱式反应器法和微电极法测定沉积物需氧量 |
| 3.4.3 水力条件对沉积物扩散边界层结构的影响 |
| 3.4.4 扩散边界层厚度预测与验证 |
| 3.4.5 金盆水库沉积物需氧量模型建立和验证 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 水体不同混合状态溶解氧对沉积物铁锰污染释放的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 水体不同混合状态温度及溶解氧分布对沉积物铁锰释放的影响 |
| 4.2.1 水体不同混合状态温度分布的变化规律 |
| 4.2.2 水体不同混合状态溶解氧分布的变化规律 |
| 4.2.3 不同混合状态上覆水溶解氧对铁锰污染物形态转化的影响 |
| 4.3 水体不同混合状态温度及溶解氧对间隙水铁锰分布的影响 |
| 4.3.1 持续好氧条件温度增加对沉积物间隙水铁锰分布的影响 |
| 4.3.2 分层厌氧条件温度增加对沉积物间隙水铁锰分布的影响 |
| 4.3.3 不同混合状态下沉积物铁锰释放通量的变化规律 |
| 4.4 铁锰污染物在沉积物中的形态分布规律 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 人工强制混合充氧对水库水体铁锰污染的原位控制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 人工强制混合充氧对沉积物铁锰污染释放的原位控制 |
| 5.2.1 分层及人工强制混合条件下水体铁锰污染物分布与变化规律 |
| 5.2.2 人工强制混合充氧对水体溶解态铁锰污染的原位控制 |
| 5.2.3 人工强制混合充氧对水体铁锰污染物形态转化的影响 |
| 5.3 人工强制混合充氧对径流输入溶解态铁锰污染控制 |
| 5.3.1 不同径流过程对库区水体铁锰污染物分布的影响 |
| 5.3.2 “蓄清排混”协同扬水曝气系统运行对径流输入水体铁锰污染的控制 |
| 5.4 人工强制混合充氧对沉积物铁锰释放的控制机制 |
| 5.4.1 溶解态铁锰污染物在沉积物–水界面处的分布规律 |
| 5.4.2 人工强制混合充氧过程对沉积物铁锰释放的原位控制 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 人工诱导持续自然混合过程与铁锰污染原位控制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 人工诱导持续自然混合过程水体温度及溶解氧分布规律 |
| 6.2.1 自然与人工诱导持续自然混合过程水体温度分布规律 |
| 6.2.2 自然与人工诱导持续自然混合过程水体溶解氧分布规律 |
| 6.2.3 自然与人工诱导持续自然混合对水体热分层稳定性的影响 |
| 6.3 人工诱导水体持续自然混合过程的作用机制 |
| 6.3.1 自然与人工诱导混合过程水体热能的变化规律 |
| 6.3.2 人工诱导水体持续自然完全混合提前发生的条件 |
| 6.3.3 环境要素与水库运行调度对水体混合过程的影响 |
| 6.4 人工诱导持续自然混合过程对铁锰污染的原位控制 |
| 6.4.1 人工诱导持续自然混合过程水体铁锰污染物的变化规律 |
| 6.4.2 人工诱导持续自然混合过程对上覆水体铁锰污染物变化的影响 |
| 6.4.3 人工诱导持续自然混合过程对沉积物铁锰污染释放的原位控制 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要研究成果及结论 |
| 7.2 研究特色与创新成果 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间的主要科研成果 |
| 致谢 |
（7）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 |
（8）氧气平面光学传感器的制备及其在湖泊沉积物-水界面的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 沉积物-水界面溶解氧的监测意义 |
| 1.2 沉积物-水界面溶解氧监测方法发展现状 |
| 1.2.1 溶解氧微电极以及光纤化学传感器 |
| 1.2.2 氧气平面光学传感器 |
| 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 |
| 第二章 氧气平面光学传感器的制备及性能研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 成像方法 |
| 2.1.2 荧光染料 |
| 2.1.3 主要仪器与材料 |
| 2.1.4 超声喷涂法制备平面光学传感器 |
| 2.1.5 涂布法制备平面光学传感器 |
| 2.2 平面光学传感器性能测试实验 |
| 2.2.1 光谱测试 |
| 2.2.2 校准实验 |
| 2.2.3 均匀性、反应时间、稳定性及精确性测试实验 |
| 2.3 平面光学传感器性能测试结果 |
| 2.3.1 光谱特征 |
| 2.3.2 校准曲线 |
| 2.3.3 均匀性 |
| 2.3.4 反应时间 |
| 2.3.5 光学稳定性 |
| 2.3.6 长期稳定性 |
| 2.3.7 精确性 |
| 2.4 平面光学传感器在沉积物-水界面的应用 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 氧气平面光学传感器室内监测设备及其应用 |
| 3.1 室内监测设备的构建 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集及处理 |
| 3.2.2 实验设置 |
| 3.2.3 数据处理 |
| 3.3 钩虾扰动对沉积物-水界面溶解氧的影响 |
| 3.3.1 洞穴可视化观察 |
| 3.3.2 溶解氧空间分布与动态变化 |
| 3.3.3 溶解氧渗透深度与扩散流量 |
| 3.4 霍甫水丝蚓扰动对沉积物-水界面溶解氧的影响 |
| 3.4.1 洞穴可视化观察 |
| 3.4.2 溶解氧空间分布与动态变化 |
| 3.4.3 溶解氧渗透深度与扩散流量 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 氧气平面光学传感器原位监测设备及其应用 |
| 4.1 原位监测设备的构建 |
| 4.2 原位监测设备室内测试 |
| 4.3 原位监测设备野外应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）金盆水库铁锰迁移转化特征及主库区原位控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状及存在问题 |
| 1.2.1 水库内源铁锰的污染特征 |
| 1.2.2 暴雨径流对水体铁锰的影响 |
| 1.2.3 水源水库水质污染的原位改善 |
| 1.3 研究的主要内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究主要内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品的采集与处理 |
| 2.2.1 采样点的选取 |
| 2.2.2 采样时间及频率 |
| 2.2.3 样品采集及处理方式 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.4 数据计算与分析 |
| 2.4.1 内源铁锰扩散通量的计算 |
| 2.4.2 数据分析 |
| 3 金盆水库水体铁锰的季节性变化及扬水曝气原位控制效果 |
| 3.1 金盆水库水体铁锰的变化 |
| 3.1.1 金盆水库水体的季节性热分层及对溶解氧、pH的影响 |
| 3.1.2 金盆水库水体中铁锰的季节性变化 |
| 3.1.3 金盆水库水体铁锰形态的变化 |
| 3.2 扬水曝气系统对水体中铁锰的控制效果 |
| 3.2.1 扬水曝气系统的混合充氧效果 |
| 3.2.2 扬水曝气系统对水体中铁锰的控制效果 |
| 3.3 小结 |
| 4 径流条件下水体铁锰污染物的迁移与输汇 |
| 4.1 黑河金盆水库的水情变化 |
| 4.2 不同流量径流条件下铁锰迁移过程 |
| 4.2.1 不同流量径流条件下水体理化指标的沿程变化 |
| 4.2.2 不同流量径流条件下水体铁锰浓度的沿程变化 |
| 4.2.3 径流条件下水体铁锰形态的沿程变化 |
| 4.2.4 沉降颗粒铁锰的沿程变化 |
| 4.3 径流对主库区水体中铁锰的影响 |
| 4.3.1 不同流量径流入库前后主库区浊度变化 |
| 4.3.2 不同流量径流入库前后主库区铁锰浓度变化 |
| 4.3.3 暴雨径流期间铁锰负荷计算 |
| 4.4 小结 |
| 5 金盆水库沉积物铁锰赋存形态及内源释放的原位控制 |
| 5.1 沉积物中铁锰的垂向分布及赋存形态 |
| 5.2 金盆水库沉积物铁锰的释放规律 |
| 5.2.1 P1和P2水体理化性质的变化特征 |
| 5.2.2 P1和P2铁锰的变化特征 |
| 5.3 扬水曝气系统对铁锰内源释放的控制机理探究 |
| 5.3.1 主库区不同时期上覆水及间隙水中铁锰浓度分布特征 |
| 5.3.2 主库区内源铁锰扩散通量的变化特征 |
| 5.3.3 系统运行条件下铁锰的生物地球化学循环过程 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 建议与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间主要研究成果 |
（10）湖泊沉积物—水界面研究进展与展望（论文提纲范文）
| 1 沉积物—水界面研究历程及国内外近20年发展 |
| 2 沉积物—水界面的物理尺度与结构 |
| 3 湖泊沉积物—水界面的研究方法及技术 |
| 3.1 沉积物间隙水取样及信息获取技术 |
| 3.2 沉积物—水微界面性质的测定和表征方法 |
| 3.3 沉积物—水界面静态和动态过程模拟方法 |
| 4 湖泊沉积物—水界面物质迁移转化过程研究进展 |
| 4.1 沉积物—水界面营养物的迁移转化研究 |
| 4.2 沉积物—水界面重金属的迁移转化研究 |
| 4.3 沉积物—水界面有机污染物的迁移转化研究 |
| 5 湖泊沉积物—水界面过程效应的模型研究 |
| 5.1 沉积物—水界面过程模型研究 |
| 5.2 沉积物—水界面物质交换的定量化研究 |
| 5.3 沉积物—水界面过程与湖泊生态环境灾害的关系研究 |
| 6 湖泊沉积物—水界面研究展望 |
四、沉积物-水界面化学参数原位现场测定技术（论文参考文献）
- [1]关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究[D]. 柳宁. 西安科技大学, 2021
- [2]阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究[D]. 张扬. 云南师范大学, 2021(09)
- [3]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)
- [4]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)
- [5]SRB与DFeRB对砷形态转化的影响机制研究[D]. 石文静. 内蒙古大学, 2020(04)
- [6]分层型水库水体不同混合状态溶解氧变化对铁锰污染控制影响机制[D]. 李楠. 西安建筑科技大学, 2020
- [7]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
- [8]氧气平面光学传感器的制备及其在湖泊沉积物-水界面的应用研究[D]. 李财. 济南大学, 2020(01)
- [9]金盆水库铁锰迁移转化特征及主库区原位控制技术研究[D]. 路林超. 西安建筑科技大学, 2020
- [10]湖泊沉积物—水界面研究进展与展望[J]. 范成新. 湖泊科学, 2019(05)