一、Cu, Mn, Fe, and Zn Levels in Soils of Shika Area, Nigeria（论文文献综述）
李梦佳[1]（2021）在《重庆市典型血橙基地土地质量地球化学评价与分析》文中进行了进一步梳理
王素燕[2]（2021）在《金银纳米材料检测钴铜铅的方法构建及在森林食品中的应用》文中提出近年来,随着人们健康理念的增强,森林食品的消费量逐年增加,但重金属污染引发的森林食品安全问题时有发生。重金属钴（Co）、铜（Cu）、铅（Pb）盐广泛应用于工农业生产,森林食品随时可能受到Co、Cu、Pb的污染,对人们健康造成严重威胁。本论文针对森林食品监测中存在的重金属检测技术不完善、国家标准中森林食品重金属监测项目不全面等问题,基于金银纳米材料的局部表面等离子体共振特性,构建了 Co2+、Cu2+、Pb2+的高灵敏比色传感器,实现了 Co2+、Cu2+、Pb2+的简单、灵敏度高、选择性好的可视化检测,为森林食品中Co、Cu、Pb提供了新的检测方法。具体如下:1、基于类芬顿反应刻蚀金纳米星粒子（GNSs）构建高灵敏钴离子比色检测方法及应用以4-羟乙基哌嗪乙磺酸（HEPES）为还原剂和覆盖剂,氯金酸（HAuCl4）为金源,合成稳定的金纳米星粒子（GNSs）。在十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）、硫氰化钾（KSCN）和碳酸氢钠（NaHCO3）存在下,Co2+引发类芬顿反应,产生大量超氧自由基（O·-）,将金纳米星粒子表面的单质金（Au0）氧化为Au+,导致金纳米星粒子溶液的局部表面等离子体共振峰（LSPR）波长发生蓝移,溶液颜色从蓝绿色逐渐变紫色、红色。当Co2+浓度低至500 pmol/L时,肉眼就可以区分出颜色的变化。Co2+浓度在100pmol/L～20 μmol/L范围内与GNSs的LSPR吸收峰的波长差从具有良好的线性关系（R2=0.996）,检出限为33 pmol/L。该方法简单、操作方便且具有很高的灵敏性以及抗干扰能力,对森林食品样品中钴含量检测表现出良好的重现性（RSD<5%）,以及很高的准确性（与石墨炉原子吸收光谱法测定结果非常接近）。2、基于银包金纳米星粒子（GNSs@Ag）刻蚀反应构建高灵敏铜离子比色检测方法及应用在硫代硫酸钠（Na2S2O3）存在情况下,溶解氧会氧化单质银（Ag0）形成二硫代硫酸根合银离子（Ag（S2O3）23-）,Cu2+能够作为催化剂加速这一反应。Cu2+存在导致银包金纳米星（GNSs@Ag）中银层厚度明显减小,最大紫外可见吸收峰强度减小,溶液颜色也随之变化。当Cu2+浓度高于200 pmol/L时,肉眼就可以分辨出颜色的变化。Cu2+浓度在50 pmol/L～50 μmol/L范围内与最大UV-Vis吸收峰的吸光度有着良好的线性关系（R2=0.994）,检出限为15 pmol/L。该方法操作简单、灵敏度高、选择性好,在森林食品样品中铜含量检测达到良好的效果。3、基于三种不同形貌的金纳米粒子（球形金纳米粒子GNPs、金纳米棒GNRs和金纳米星粒子GNSs）构建不同灵敏度的铅离子比色检测方法及应用（1）基于Pb2+诱导谷胱甘肽（GSH）功能化球形金纳米粒子（GNPs）的聚集反应检测溶液中Pb2+。原因为GSH和Pb2+有比较强的螯合能力,纳米粒子聚集后导致其局部表面等离子体共振光谱发生了改变,溶液颜色也随之变化。Pb2+浓度在0.02 μmol/L～20μmol/L范围内与UV-Vis吸收峰强度的比值（A680/A518）有着良好的线性关系（R2=0.993）,检出限为6 nmol/L。肉眼可以区分低至50 nmol/LPb2+引起的颜色变化。该方法简单、操作方便、选择性好,在森林食品样品中铅含量检测达到较好的效果。（2）利用Pb2+在金纳米棒（GNRs）刻蚀体系中特殊的催化作用来检测溶液中的Pb2+。在金纳米棒溶液中加入Na2S2O3,通过Au-S共价键作用力,在金纳米棒表面形成一层Au（S2O3）23-膜。加入Pb2+和2-巯基乙醇（2-ME）后,Pb2+被还原为Pb0沉积在纳米粒子表面,加速2-ME对金的浸出,从而导致纳米棒长径比的变化,引起纵向表面等离子体共振吸收峰峰位的变化。Pb2+浓度在500pmol/L～50 μmol/L范围内与最大吸收峰波长有着良好的线性关系（R2=0.995）,检测限为150 pmol/L。肉眼可以分辨低至2 nmol/LPb2+引起的颜色变化。该方法简单、操作方便、选择性好,在森林食品样品中铅含量检测达到较好的效果。（3）利用Pb2+在GNSs刻蚀体系中特殊的催化作用来检测溶液中的Pb2+。在金纳米星粒子溶液中加入Na2S2O3,通过Au-S键的络合作用,在金纳米星粒子表面形成一层Au（S2O3）23-膜。加入Pb2+和2-ME后,Pb2+被还原为Pb0沉积在粒子表面催化2-ME溶解Au,致使金纳米星粒子被刻蚀。Pb2+浓度在0 μmol/L～10μmol/L范围内,随着Pb2+浓度的增加,溶液颜色由蓝绿色逐渐变为蓝紫色、红色、最后变为无色。当Pb2+浓度高于200pmol/L,肉眼就可以区分出颜色的变化。Pb2+浓度在2 pmol/L～1 μmol/L范围内时与最大UV-Vis吸收峰波长呈现良好的线性关系（R2=0.998）,检出限为0.6pmol/L。该方法简单、操作方便、灵敏度高、以及抗干扰能力强,对森林食品中铅含量具有很好的检测效果。金银纳米粒子的形貌结构对其传感器检测重金属的灵敏度起着重要作用。GNPs结构高度对称,局域表面等离子体共振（LSPR）依赖于GNPs粒径大小。GNRs的纵向结构与横向结构不同,LSPR取决于GNRs长径比。GNSs具有特殊的星形结构,其边缘和尖端的金原子具有较高的化学活性,LSPR主要取决于GNRs分支的数目和长度。因此,与GNPs、GNRs传感器相比,GNSs传感器具有更宽的检测范围和更高的检测灵敏度。
李红霞[3]（2020）在《清水河流域煤矿区重金属的表生环境特征及潜在修复途径》文中进行了进一步梳理煤矿开采对周边水源地的水土质量及生态环境构成潜在威胁,煤矿区重金属的污染特征研究以及防治已经成为亟待解决的重大环境问题。本研究从来源、粒级、形态角度全面探讨了清水河流域水源地煤矿区各环境介质中重金属的污染特征;针对超标的土壤重金属合成修复材料。得出主要结论如下:清水河流域煤矸石属于低S、低Cl、次高Fe、高灰分的煤矸石。在自然环境中,含Fe、Ca和Mn的矿物发生风化或流失,含Si和Ti的矿物则稳定存在。在模拟降雨条件下,新鲜煤矸石重金属的迁移率远高于风化煤矸石,迁移率与重金属可迁移态含量密切相关,Zn和Cd的迁移率最高。重金属溶出规律受间歇复氧及煤矸石表面矿物的共同影响呈波动趋势。土壤重金属在煤矿周边和运输路边含量较高,As、Cd、Cu和Pb主要来源于煤矿开采,均存在超标点位。煤矸石淋溶出的重金属主要富集在TOC含量低的细粒级组分中,含重金属的煤粉尘主要富集在TOC含量高的细粒级组分中,来源于土壤母质的粗粒级组分则近乎不受影响。重金属在不同地域的剖面分布与周围环境和重金属形态密切相关。表层土壤Mn可迁移态含量较高,淋溶作用减小了其在剖面土壤的变化。土壤和下部地下水重金属产生的非致癌和致癌健康风险处于可接受范围内。清水河的水化学类型受永定河上游珍珠湖景区的影响,在汇入永定河后发生了转变。来源于煤矿开采的重金属、轴承厂的Mn以及景区开发的Hg进入水体后,含量分布规律为上覆水<孔隙水<沉积物。Cr和Pb在沉积物-上覆水的对数分配系数最大,与主要赋存形态为残渣态有关。含重金属的粗煤颗粒主要富集在沉积物粗粒级组分中,酸性矿山废水产生的重金属主要富集在细粒级组分中。毒性评估表明,珍珠湖景区沉积物和孔隙水为中等级别。针对低浓度As、Cd、Cu和Pb复合污染的煤矿区土壤,合成新型修复材料CPM,有效降低土壤重金属总量增加残渣态比例。As和Pb主要与CPM中MnFe2O4结合,As（Ⅲ）先被氧化成As（Ⅴ）,然后发生配位反应,Pb发生离子交换和静电吸引反应;Cd和Cu主要与CPM中壳聚糖发生配位反应。本研究表明,煤矿区环境中的重金属污染程度较轻,重金属在土壤和沉积物的形态和粒级分布存在差异,CPM可有效去除复合污染土壤重金属。本研究为煤矿区水源地保护和土壤修复提供理论依据和潜在技术支持。
王珊珊[4]（2020）在《厦门市大气PM2.5分布特征、来源解析及风险评价》文中指出大气PM2.5粒径小,比表面积大,易于富集空气中污染物,降低大气能见度,影响全球气候,危害人体健康。论文以我国东南沿海城市——厦门市为研究对象,研究大气PM2.5的化学组成及二次气溶胶形成机制,利用改进的正定矩阵因子分析法（PMF）准确解析大气PM2.5来源,并评价特定来源重金属风险。论文分析了特殊社会事件（春节期间以及金砖会议期间）中大气PM2.5含量、组成,并研究灰霾天大气PM2.5二次形成的影响因素。研究结果为准确辨析大气PM2.5来源提供思路,对进一步研究大气PM2.5二次形成及其中重金属风险评价具有重要意义,并为防治大气PM2.5污染提供科学依据。主要研究结果如下:（1）分析了厦门市大气PM2.5含量及组成特征。大气PM2.5含量季节变化特征为春季>秋季>冬季>夏季;空间分布特征为郊区>城区。含碳物质及水溶性离子（WSIIs）是大气PM2.5的主要成分。WSIIs中SO42-、NO3-和NH4+（SNA）占比最大;有机碳（OC）含量远高于元素碳（EC）;无机元素（TE）以Al、Fe、Cu、Zn、Si、Mn和Pb为主。春节期间大气PM2.5及其中WSIIs、OC、EC较春节前降低,而烟花燃放导致Al、Sr、Mg2+、K+含量升高。金砖会议期间,大气PM2.5及其中主要成分含量较金砖会议前均降低,表明会议期间管控措施对降低大气PM2.5污染有效。灰霾天大气PM2.5含量显着高于清洁天。与清洁天气相比,灰霾天气相对湿度高、风速小、风向不定向、地表温度高。（2）探讨了污染阶段及清洁阶段大气PM2.5二次形成机制。二次有机气溶胶（SOC）、二次无机气溶胶（SNA）共同贡献于春、冬两季污染阶段二次气溶胶形成,秋季为SNA的贡献。二次SO42-主要通过非均相氧化反应生成;二次NO3-在春、冬两季主要通过非均相反应生成,秋季主要通过均相反应生成。O3浓度升高有助于SOC生成,并导致金砖会议期间大气PM2.5二次转化作用增强。灰霾天气二次转化主要贡献于SNA,且通过非均相反应生成,酸度升高有助于灰霾天SNA形成。（3）分析了大气PM2.5来源。根据同位素、富集因子、稀土元素、后向气团轨迹以及单颗粒分析优化的PMF结果可知:厦门市大气PM2.5主要受土壤母质层、海盐离子、合金及电镀工业、二次形成、燃煤、交通、重油及生物质燃烧的影响,郊区同时受到钨钼工业的影响;除冬季外,其他三季郊区均受到农业排放源的影响;自然源对厦门市大气PM2.5的贡献率小于人为源。（4）对大气PM2.5中重金属进行风险评价。V、Pb、Zn生物可给性较强;Mn、Ni、Co生物可给性相对较弱,其中生物可给态铅主要来自人为源,而残渣态铅主要来自自然源。生态风险评价结果表明大气PM2.5中重金属具有极强的生态风险,且人为污染源的贡献最大。健康风险评价结果表明Cr、Cd存在致癌风险,其中工业源、燃烧源以及交通源贡献最大。
高月[5]（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》文中研究说明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。
王海潇[6]（2019）在《玛纳斯湖湿地土壤重金属污染现状及风险评价》文中研究表明为研究玛纳斯湖湿地土壤污染状况,本文将玛纳斯湖湿地以功能区划分为A区（入湖口）,B区（退化区）,C区（恢复区）,对三个区域土壤的Zn,Cu,Mn,Ni,Cr,Hg,As和Pb等8种土壤重金属进行研究分析。实验共选取60个样点进行土样采集,共采集120个土壤样品进行测定。结合地统计学方法对研究区的土壤理化性质和重金属的污染状况进行研究,并运用GIS等相关手段进一步分析该地区的土壤污染状况及空间分异规律,利用皮尔逊相关分析方法对重金属之间的相关性做出研究,并通过多种相关污染评价方法探究了该地区的土壤污染和潜在生态危害等级状况,同时运用主成分分析和聚类分析方法确定该区域主要污染源,得出以下结论:（1）玛纳斯湖土壤呈碱性,土壤p H均值大小依次为A区>B区>C区。有机质整体上表现为C区含量最高且最为集中,且伴随土层加深其含量也在增高;B区在0～20cm较为集中,随着土层加深,其变异系数增加。盐分含量在0～20cm和20～40cm之间的差异性十分显着,表层超过20～40cm。不同土壤层次下盐分含量均表现为A区>B区>C区,变异系数大小依次为C区>B区>A区。土壤含水量则在部分地区出现高累积状态,依次排序为为C区>A区>B区,A,C两个区域不仅在含量上大于B区,其变异系数也大于B区。（2）A,B和C三个区域的重金属极值差异较大,且不同重金属之间含量差异性也较为大且变化幅度也不同。Cr,Cu,Mn,Ni,Pb,Zn,As和Hg的含量范围依次在29.10mg/kg～33.02 mg/kg、68.84～91.87mg/kg、340.82～413.19 mg/kg、10.49～14.29mg/kg、5.22～7.42 mg/kg、30.82～52.47 mg/kg、114.22～128.14 mg/kg和0.05～0.07 mg/kg之间。其中Mn元素的含量变化幅度最大且均值最高,Hg的均值虽处于最小但变化幅度大。各重金属含量排序依次为Mn>As>Cu>Zn>Cr>Ni>Pb>Hg。通过土壤重金属与理化性质的相关性分析发现,Cr,Cu,Mn,Pb元素与总盐呈现显着的负相关性（p<0.05）,表现为随着总盐的上升,Mn表现为下降的趋势。Ni,Zn无总盐则表现为极显着的负相关性（p<0.01）。（3）从玛纳斯湖的重金属分布特征来看,A区结果显示,Zn,Cr,Pb,Ni和Hg等5种重金属含量高值主要分布盐场附近,低值则靠近湖泊入湖口,总体呈由东南到西北先减后递增的趋势。B区Mn、Pb、Zn、Hg元素表现为由西南向西北和东北方向上呈递增趋势,认为这四种元素的污染源与自然环境、工业生有关。C区整体上呈现从北向南逐渐增多的变化趋势,高值主要分布于工业采油基地附近,依此向外逐渐减弱,可以说明该五种元素的污染同时受到了人为因素的影响,其受到自然因素的影响不明显。（4）Pearson相关系数表明Pb元素与其他重金属元素呈极显着正相关（p<0.01）,Pb与Zn的相关系数最高（r=0.801,p<0.01）,Cr、Zn、Mn和Ni元素之间相互呈显着正相关性（p<0.01）,Cr和Mn,Ni和As显示出显着的相关性（p<0.05）,元素之间有显着的相关性;通过主成分分析得出Cr,Cu,Mn,Ni和Zn具有最大的负载值,均没有超过新疆背景值,且来源相似,可见是受到自然因素的污染;第二主成分显示As元素的载荷值最大;第三主成分则表现为Zn的载荷值最大,表明Zn的污染源与其它7种重金属元素的不同。（5）从玛纳斯湖污染评价结果来看,不同重金属污染程度差别较大,As,Hg,Cu元素由为明显。As和Hg元素的均值分别在10.19～11.44和2.5～3.5之间,Cu元素则在3～3.44,处于中度和重度污染。Zn,Ni,Pb元素在三个区域污染较为轻微。Cr,Mn总体污染水平较低,其值分别在0.87～1.08和0.65～1.01之间,认为其受到了降水,大气等自然因素影响。污染负荷指数分级显示A,B和C区污染大小顺序依次为C区>B区>A区,且属于中度污染。A,B,C区HRI分别为161.67,273.68,238.36,达到中等强度危害水平。
魏军晓[7]（2019）在《北京市售食品重金属含量特征与健康风险评估》文中进行了进一步梳理“国以民为本,民以食为天,食以安为先”,食品安全历来是国家政府部门关注的重点问题,是关乎国计民生的重大问题。为研究北京地区市售食品的重金属含量特征,对北京地区居民进行食品安全风险评估。在2016年10月至2017年12月期间,采集了北京地区16个市辖区的13类市售食品（包括谷类、豆类、薯类和蛋类等）。采用石墨炉原子吸收光谱仪（GF-AAS）、火焰原子吸收光谱仪（F-AAS）和电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES）检测其中的Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Pb和Zn等7种重金属元素含量,首次对北京地区市售食品重金属含量特征进行了研究,并利用内梅罗综合污染指数法对其进行重金属污染评价;采取“膳食消费量优先,兼顾样品重金属含量”的原则,选取大米、韭菜、苹果和绿豆进行重金属元素相关性分析、因子分析和聚类分析;同时,结合第五次中国总膳食研究的膳食结构数据,对北京地区市售食品中重金属进行了膳食暴露和安全风险评估。本研究主要结论如下:（1）除超标样品外,初加工样品的重金属含量要低于深加工样品的重金属含量;蔬菜类、水果类、饮料类、酒类、奶类等高水分样品的重金属含量明显低于谷类、豆类和调味品类的重金属含量。79小类样品中,巧克力、干辣椒和孜然处于警戒线等级,带鱼处于轻度污染等级,其余75类样品则处于安全等级;食品样的综合污染指数总平均值为0.118,表明当前北京地区市售食品重金属污染情况不明显,总体较为安全。（2）从地球化学角度来分析初级农产品（以大米为例）重金属的环境地球化学效应。通过对比元素在地壳（元素在地壳中的含量被称为克拉克值）、土壤、大米和人体血液之间的关系可知,人与自然之间的动态平衡关系。（3）北京地区居民通过膳食途径的Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Pb和Zn日均摄入量分别约为12.26μg/d、153.17μg/d、1.90 mg/d、20.19 mg/d、7.12 mg/d、25.16μg/d和12.69mg/d。除Cr外,谷类和豆类是其余6种重金属元素的主要膳食来源。（4）上述7种重金属元素可能造成的目标危害系数THQ分别为0.18、0.76、0.77、0.43、0.76、0.10和0.63,其总目标危害系数TTHQ=3.64<10;Pb的致癌风险效应TCR为3.23×10-6,在可接受范围内。因此,依照目前的膳食结构,北京地区市售食品重金属的THQ和TCR均在可接受范围内,长期食用这些食品不会对研究区居民的身体健康造成损伤。
史浩圆[8]（2019）在《临汾市不同功能区土壤磁化率和重金属分布规律及其生态风险评估》文中进行了进一步梳理本文将临汾市土壤按照土地利用方式划分为五大功能区,共采集217个土壤样品。2016年10月到2017年10月在实验室测定了所有样品的土壤重金属Cr、Ni、Cu、Zn、As、Pb、Mn含量、pH值、有机质与磁化率χ,分析临汾市土壤重金属含量的空间分布特征,对各种指标的相关性进行了研究。同时,采用了单因子污染指数法（Pi）、Nemerow综合污染指数法（PN）、污染负荷指数法（PLI）和Hakanson潜在生态危害指数法（RI）对临汾市五大功能区土壤重金属的污染状况进行了生态风险评估。最后,通过主成分分析（PCA）、扫描电子显微镜（SEM）和X射线能谱分析（EDS）,对临汾市土壤重金属元素、磁性颗粒的来源进行推断。主要研究结果如下:（1）临汾市五大功能区采集的土壤样品里,除Ni以外,工业区Cr、Cu、Zn、As、Pb、Mn元素含量在五大功能区是最高的,分别为43.92、23.38、127.37、18.22、44.91和581.42 mg/kg,其中Cu、Zn、As、Pb和Mn元素的含量超过山西省土壤背景值。商业区的Ni含量最高,为38.77 mg/kg,含量也超过山西省土壤背景值。临汾市五大功能区生态风险等级最高的元素是Pb,其含量为背景值的3.05倍。根据临汾市土壤重金属元素的空间变异图可以看出,所测得的7种重金属元素在临汾市的中心部分含量都相对较高。通过Pearson相关性分析,Ni和Cu、Zn、Pb没有明显的相关性,另外几种重金属之间的相关性都较为显着。（2）临汾市的土壤低频磁化率χlf高值主要分布在工业区,这与临汾市重金属的高值范围是一致的。临汾市总体上土壤的χlf与Cu、Zn、As、Pb、Mn含量的正相关性均较好,这种相关性说明了磁化率值可用作判断城市、工厂、矿区、农田等地重金属积累情况的快速指示器。（3）根据山西省的土壤背景值,单因子污染指数法评估结果（Pi）表明,临汾市五大功能区Pb、As、Zn、Ni这4种重金属元素的富集和累积比较严重,特别是Pb的积累最多,工业、文教、商业、公园、居民五大功能区Pi均较高,工业区达重污染状态,文教、商业、公园、居民区达轻污染状态;内梅罗（Nemerow）综合污染指数法（PN）表明,五大功能区土壤重金属PN大小:工业区（2.43）>文教区（1.65）>商业区（1.54）>居民区（1.45）>公园区（1.43）,工业区在人类各种活动的强烈影响下达到中等程度的环境生态危害水平,其他四个功能区的环境生态风险状况都较轻微。（4）根据可以判断出污染物承载量的污染负荷指数法,临汾市工业、文教、商业、公园、居民五大功能区污染负荷指数PLIzone大小为:工业区（1.25）>商业区（1.09）>文教区（1.08）>居民区（0.99）>公园区（0.93）,工业、商业和文教三个区的生态风险状况为中等水平,大多数城市居民住宅小区和如汾河公园、古城公园为主的城市公园区的特点是生态环境状况良好;根据Hakanson潜在生态危害指数法,多金属潜在生态风险指数RI表明:工业区（50.96）>商业区（40.37）>文教区（39.32）>公园区（35.79）>居民区（35.67）,五大功能区RI均小于150,临汾市7种重金属的RI对人类和大自然的环境生态危害形势都是较轻的。（5）运用主成分分析法探讨了临汾市五大功能区土壤Cr、Cu、Zn、As、Pb、Mn和Ni这7种重金属的主要来源,Ni主要来自于自然环境,Cr、Cu、Zn、As、Pb和Mn是受到诸如工业活动、运输、垃圾等人类的强烈干扰和影响。运用电子显微镜对土壤微粒进行扫描和X射线穿透的光电子能谱分析的组合观察分析,分析出了与金属铸造、运输有关的不规则富铁磁性微粒。对临汾市不同功能区土壤重金属进行污染评估和来源分析,可以根据造成土壤污染的主导原因为土壤生态环境的治理和改善提供科学依据。
臧飞[9]（2018）在《工矿绿洲排污渠沉积物重金属的释放与黄土钝化研究》文中研究表明本文以干旱区工矿绿洲城郊排污渠沉积物为研究对象,通过野外调查实验考察了白银市东、西大沟排污渠沉积物中重金属（Cu、Zn、Cd、Pb、Ni、Cr）的分布特征,并对其污染状况进行了评估;在此基础上,通过释放实验研究了沉积物重金属在不同水环境条件下的环境效应;利用黄土对受重金属（Cu、Zn、Cd、Pb）污染严重的东大沟排污渠沉积物进行钝化修复,并通过Tessier形态分析实验、解吸实验、TCLP毒性浸出实验、室内土柱淋溶模拟实验和盆栽试验研究了经黄土钝化后沉积物中重金属的形态变化机制、纵向迁移规律及生物有效性。主要研究结果如下:（1）东、西大沟排污渠沉积物中重金属含量除Cr外,均明显高于甘肃省土壤背景值。东大沟沉积物中Cu、Zn、Cd、Pb和西大沟沉积物中Cd平均含量超过国家土壤环境质量二级标准,且Cd污染最为严重。形态分析表明,东大沟沉积物中Zn、Ni、Cr以残渣态为主,Cu、Cd以有机结合态为主,Pb以铁锰氧化物结合态为主;西大沟沉积物中Pb以铁锰氧化物结合态为主,其余元素均以残渣态为主。富集因子法（EF）评价表明,东、西大沟沉积物中Cd富集较为严重,达极强污染水平。风险评价编码法（RAC）结果显示,东大沟沉积物各重金属的风险等级为:Ni>Cd>Pb>Cu>Zn>Cr,其中Ni的风险等级最高,处于高风险水平;西大沟沉积物各重金属的风险等级为:Pb>Cd>Ni>Cu>Zn>Cr。其中Cd、Pb、Ni风险等级最高,处于高风险水平。（2）释放实验表明,重金属Cu、Zn、Pb、Cr在不同pH条件下的释放模式相似,而Cd和Ni的释放模式相似。沉积物中重金属释放的变化与它们化学形态间的重新分配有关。沉积物重金属在不同pH值条件下释放平衡后,与最初形态相比较,有机结合态的Cu、Zn、Cd和铁锰氧化物结合态的Pb所占比例降低。Ni和Cr主要以残渣态为主,与pH值无关。重金属Cu、Zn、Pb、Ni、Cr的释放量均随着离子强度的增加而增加,但Cd的释放量随着离子强度的增加呈现先增加后减小的趋势。（3）当10 kg湿沉积物（含水率32.6%）中黄土添加量≥5 kg时,黄土能有效的将碳酸盐结合态的Cu转化为残渣态的Cu。但黄土对Zn、Cd、Pb的钝化效果却不明显,Zn在黄土添加量≥2 kg时被活化,而Cd和Pb在黄土添加量为20kg时被活化。相关性分析表明四种单步提取剂（CaCl2、HCl、EDTA-2Na、DTPA）均可用来预测钝化后沉积物中Cu、Zn、Cd、Pb的有效性。TCLP毒性浸出实验结果表明,与未添加黄土的沉积物相比,黄土能够将Cu和Zn的浸出率分别降低42.43%和17.57%。黄土的添加能明显的钝化沉积物中Cu和Zn,且10 kg湿沉积物（含水率32.6%）中最佳黄土剂量为5 kg。但是,黄土对沉积物中Cd和Pb亲和力较低,当黄土添加量为20 kg时被活化。（4）经pH=3的HNO3溶液淋滤30 d后,各土柱所收集的淋滤液中重金属Zn、Cd、Pb的浓度均低于检出限。而淋滤液中Cu的浓度随着淋滤时间的增长而降低,且最大浓度低于《地下水质量标准》（GB/T 14848-2017）Ⅲ类标准限值(1.0 mg L-1)。沉积物、黄土钝化沉积物和灰钙土具有很强的缓冲能力。淋滤结束后,所有土柱0-10 cm层沉积物或黄土钝化沉积物样品中Cu、Zn、Cd、Pb含量都有不同程度的淋滤减少,而10-35 cm层灰钙土样品中Cu、Zn、Cd、Pb含量均有不同程度的增加。通过模拟降水量计算可得,在本试验条件下各土柱淋滤液中Cu浓度在7.2-9.8年的时间内不会对地下水造成污染。（5）幼苗期、拔节期和成熟期玉米根部为积累重金属Cu、Zn、Cd、Pb的主要器官。幼苗期玉米根中Cu和Zn含量最大,拔节期玉米根中Cd含量最大,成熟期玉米根中Pb含量最大,而幼苗期玉米茎和叶中Cu、Zn、Cd、Pb含量均最大。富集系数结果表明,幼苗期、拔节期和成熟期玉米根、茎、叶对黄土钝化沉积物中Cu、Zn、Pb的富集系数均小于1,而Cd更易在玉米中富集。迁移系数结果表明,Cd和Zn更易于向玉米地上部位迁移。综上所述,排污渠沉积物中重金属在不同pH值和离子强度变化条件下的释放会造成水体污染。黄土的添加对污染沉积物中Cu和Zn的固定很有效。但是,用黄土对沉积物进行实际修复中应考虑Cd和Pb的活化问题,并应采取长期的实验来全面评估黄土钝化沉积物重金属的钝化效果。
王茜[10]（2017）在《南陵—泾县国家商品粮基地农田区土壤特征元素分布差异性及潜在生态效应》文中提出南陵-泾县国家商品粮基地是我国着名的"南陵大米"产地、"国家优质米基地"和"国家商品粮基地",该区特色农业发展亟需深入认识农田表层土壤有益/重金属（特征）元素分布特征、差异性和潜在生态效应。本研究以安徽省南陵-泾县国家重要商品粮基地分布区为重点研究区,围绕"农田区表层土壤中有益/重金属元素的分区特征、差异性及形成机制"关键科学问题,侧重"土壤有益/重金属（特征）元素或组份背景值识别与确定"、"农田区水土环境系统分区单元识别与划分"、"不同分区表层土壤中有益/重金属元素或组份分布差异特征与成因"和"农田表层土壤中重金属元素潜在生态效应与对策"研究,在1:5万农田区水文地质与土地质量地球化学综合调查基础上,通过增设纵-横剖面加密采样点、垂向剖面增加采样密度等实物工作量和专项试验及综合研究,取得如下突破性进展和新认识。（1）根据地貌的单元特征、地表水系的流域特征和地下水系统的分区特征,同时,重视土地利用现状和农作物种植类型影响,将研究区划分为5个分区单元,首次查明和确定了各分区32种元素或组份的土壤地球化学背景值,建立了本次研究的各分区环境基准值,奠定了该商品粮基地农田区表层土壤有益/重金属异常状况的识别与研判科学基础。（2）基于半方差变异函数理论,论证了全区541组土壤样品及数据具有变异性较小的可靠性,并阐明研究区表层土壤中有益/重金属元素分布差异性的成因。较小的块金值反映出有益元素、重金属等空间区域化变量由于误差和随机因素造成的变异性较小;块金值与基台值之比揭示了元素自相关程度。研究结果表明,在"南陵-泾县商品粮基地"农田,除有机质、N、有效Mn外的大部分有益元素和全部重金属元素均表现为"中等-强"的空间自相关性;该区表层土壤中各类特征元素空间分布差异性,是气候、母质、地貌和土壤类型等结构性因素,以及随机性人类活动共同影响结果,自然因素为主导,局部农田区人类活动起主要作用,包括上游区矿产资源开发、农田区大量施用除草剂、农药和化肥等影响。（3）采用地质累积指数法,揭示了南陵-泾县国家商品粮基地表层土壤中9种重金属元素分区特征及其对土地质量潜在风险影响程度和分布差异性。研究结果表明:Ⅰ分区呈现Hg对农田土地质量影响"轻度-中等"风险范围最大,仅有13.7%的区域未受到影响;65.3%的农田区受到Cd的影响,14.5%的农田区受到As的影响。Ⅱ分区95%以上的区域,表层土壤未受到重金属潜在风险影响。在Ⅲ分区,表层土壤中Hg地质累积指数的最大值为3.38,是该商品粮基地分布区的最大地质累积指数,影响区域占Ⅲ分区面积的90%以上,其中"轻度-中等"影响范围占73.8%。ⅣV分区的表层土壤中Hg、Cd影响最为显着,局部农田Cd对土地质量的潜在风险影响呈"强"程度,Hg呈"中等-强"程度和As、Mn呈"中等"程度。在V分区,As、Hg和Cd对土地质量的潜在风险影响比较明显,受"中等"程度的As潜在风险影响区域占18%,超过30%的区域受Hg、Cd潜在风险影响达"中等"及以上程度。（4）采用潜在生态风险指数法,阐明了南陵-泾县国家商品粮基地的不同分区表层土壤重金属对土地质量潜在生态风险影响的分区特征和分布差异性。研究结果表明:在5个研究分区中,As、Pb、Cr、Cu、Zn、Fe和Mn的潜在生态风险指数介于0.74～23.86,对农田表层土壤的潜在生态风险影响"轻微",只有Cd、Hg和As潜在生态风险影响比较明显,其中Hg潜在生态风险影响"强"的区域占70%以上,Cd以"中等"影响程度为主。在Ⅰ分区,Cd潜在生态风险影响"中等"的区域占75%;在V分区,30%区域受Cd潜在生态风险影响为"强-极强"程度。在Ⅳ、Ⅴ分区,As潜在生态风险影响"中等"区域占该研究区面积的10%以上;而Ⅰ、Ⅱ分区和Ⅲ分区,基本不存在As的潜在生态风险影响。（5）针对性提出:在南陵-泾县国家商品粮基地需要进一步加强农田区表层土壤中Hg分布状况、来源和变化特征调查,尽快开展1:1万土地质量地球化学专项调查和异常查证,以及防控农田区表层土壤中Hg潜在生态风险关键技术和对策研究;应加强Ⅰ、Ⅴ分区表层土壤中Cd的潜在生态风险成因、主要来源和Ⅳ、Ⅴ分区As的潜在生态风险影响趋势和影响范围核查,尽快形成有利于当地绿色农业发展技术咨询建议报告,服务地方经济社会可持续发展。
二、Cu, Mn, Fe, and Zn Levels in Soils of Shika Area, Nigeria（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、Cu, Mn, Fe, and Zn Levels in Soils of Shika Area, Nigeria（论文提纲范文）
（2）金银纳米材料检测钴铜铅的方法构建及在森林食品中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略注解 |
| 1 绪论 |
| 1.1 森林食品概况 |
| 1.2 森林食品中重金属研究现状 |
| 1.3 森林食品中重金属检测技术研究进展 |
| 1.4 金银纳米材料的性质 |
| 1.5 金银纳米材料比色法检测重金属的机理及应用 |
| 1.5.1 金银纳米粒子聚集反应引起溶液颜色变化 |
| 1.5.2 金银纳米粒子解聚反应引起溶液颜色变化 |
| 1.5.3 基于刻蚀反应改变金银纳米粒子形貌引起溶液颜色变化 |
| 1.5.4 基于量子点和金银纳米粒子的比色检测 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 创新点 |
| 1.9 技术路线 |
| 2 基于类芬顿反应刻蚀金纳米星粒子构建高灵敏钴离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.2 材料表征 |
| 2.1.3 金纳米星粒子(GNSs)的制备 |
| 2.1.4 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的灵敏度 |
| 2.1.5 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的选择性 |
| 2.1.6 实际样品采集与检测 |
| 2.2 结果和讨论 |
| 2.2.1 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的可行性分析 |
| 2.2.2 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的机理 |
| 2.2.3 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)相关条件的优化 |
| 2.2.4 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的灵敏度 |
| 2.2.5 CTAB/SCN~-/HCO_3~--GNSs检测Co~(2+)的选择性 |
| 2.2.6 实际样品检测分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 基于银包金纳米星粒子刻蚀反应构建高灵敏铜离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 3.1.2 材料表征 |
| 3.1.3 银包金纳米星粒子(GNSs@Ag)的制备 |
| 3.1.4 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的灵敏度 |
| 3.1.5 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的选择性 |
| 3.1.6 实际样品检测 |
| 3.2 结果和讨论 |
| 3.2.1 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的可行性分析 |
| 3.2.2 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的机理 |
| 3.2.3 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的相关条件优化 |
| 3.2.4 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的灵敏度 |
| 3.2.5 S_2O_3~(2-)-GNSs@Ag检测Cu~(2+)的选择性 |
| 3.2.6 实际样品检测分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 基于金纳米粒子聚集反应构建铅离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 4.1.2 材料表征 |
| 4.1.3 谷胱甘肽功能化金纳米粒子(GSH-GNPs)制备 |
| 4.1.4 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 4.1.5 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 4.1.6 实际样品检测 |
| 4.2 结果和讨论 |
| 4.2.1 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的可行性分析 |
| 4.2.2 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的机理 |
| 4.2.3 GSH-GNPs检测Pb~(2+)相关条件的优化 |
| 4.2.4 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 4.2.5 GSH-GNPs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 4.2.6 实际样品检测分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 基于金纳米棒刻蚀反应构建铅离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 5.1.2 材料表征 |
| 5.1.3 金纳米棒(GNRs)的制备 |
| 5.1.4 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 5.1.5 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 5.1.6 实际样品检测 |
| 5.2 结果和讨论 |
| 5.2.1 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的可行性分析 |
| 5.2.2 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的机理 |
| 5.2.3 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)相关条件优化 |
| 5.2.4 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 5.2.5 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNRs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 5.2.6 实际样品检测分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 基于金纳米星粒子刻蚀反应构建高灵敏铅离子比色检测方法及应用 |
| 引言 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 6.1.2 材料表征 |
| 6.1.3 金纳米星(GNSs)的制备 |
| 6.1.4 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 6.1.5 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 6.1.6 实际样品检测 |
| 6.2 结果和讨论 |
| 6.2.1 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的可行性分析 |
| 6.2.2 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的机理 |
| 6.2.3 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)相关条件的优化 |
| 6.2.4 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的灵敏度 |
| 6.2.5 2-ME/S_2O_3~(2-)-GNSs检测Pb~(2+)的选择性 |
| 6.2.6 实际样品检测分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（3）清水河流域煤矿区重金属的表生环境特征及潜在修复途径（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写和符号清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 煤矿区重金属的来源及危害 |
| 2.1.1 煤矸石中的重金属 |
| 2.1.2 煤粉尘中的重金属 |
| 2.1.3 煤矿区重金属的特点和危害 |
| 2.2 煤矿区重金属的分布和赋存状况 |
| 2.2.1 煤矿区重金属在土壤中的分布 |
| 2.2.2 煤矿区重金属在水体中的分布 |
| 2.2.3 煤矿区重金属在沉积物中的分布 |
| 2.2.4 煤矿区重金属的赋存状况 |
| 2.3 煤矿区重金属的研究进展 |
| 2.3.1 煤矿区重金属研究的现状统计 |
| 2.3.2 煤矿区重金属的迁移过程 |
| 2.3.3 煤矿区重金属的富集特征 |
| 2.3.4 煤矿区重金属的风险评价 |
| 2.3.5 煤矿区重金属的研究趋势 |
| 2.4 煤矿区土壤重金属的修复研究 |
| 2.4.1 煤矿区重金属的修复技术 |
| 2.4.2 壳聚糖和MnFe_2O_4纳米在重金属去除上的应用 |
| 3 研究内容和方法 |
| 3.1 研究目的 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 3.4 煤矿区概况和采样点设置 |
| 3.4.1 气候水文概况 |
| 3.4.2 地质概况 |
| 3.4.3 采样点设置 |
| 3.5 样品检测和实验方法 |
| 3.5.1 煤矸石理化性质和元素含量测定 |
| 3.5.2 土壤和沉积物理化性质和元素含量测定 |
| 3.5.3 水样理化性质和元素含量测定 |
| 3.5.4 煤矸石重金属形态的提取方法 |
| 3.5.5 土壤和沉积物的粒级分组方法 |
| 3.5.6 修复材料的制备和表征方法 |
| 3.5.7 煤矸石重金属的动态淋溶实验 |
| 3.5.8 水和土壤中重金属的去除实验 |
| 4 清水河流域现存煤矸石重金属的风化和释放特性研究 |
| 4.1 不同风化年限煤矸石的特征分析 |
| 4.1.1 理化性质 |
| 4.1.2 矿物成分 |
| 4.1.3 重金属的含量 |
| 4.2 煤矸石中重金属的共生组合及赋存形态分析 |
| 4.2.1 煤矸石重金属的共生组合 |
| 4.2.2 典型重金属与煤矸石成分的相关性分析 |
| 4.2.3 煤矸石重金属的赋存形态 |
| 4.3 模拟降雨条件下煤矸石中重金属的淋溶特性 |
| 4.3.1 淋溶前后煤矸石形貌变化 |
| 4.3.2 淋溶过程中重金属的释放特征 |
| 4.3.3 淋溶过程中重金属的迁移率特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 清水河流域煤矿区土壤环境中重金属的分布迁移特征及健康效应 |
| 5.1 土壤中重金属的空间分布 |
| 5.1.1 水平空间分布 |
| 5.1.2 垂直空间分布 |
| 5.1.3 下部地下水分布 |
| 5.2 土壤中重金属的来源分析 |
| 5.2.1 土壤重金属的含量 |
| 5.2.2 土壤重金属的富集 |
| 5.2.3 土壤重金属的源解析 |
| 5.3 土壤中重金属的赋存形态特征 |
| 5.4 土壤粒级重金属的分布及与人为源/自然源的关系 |
| 5.4.1 土壤不同粒级组分中重金属的分布 |
| 5.4.2 土壤不同粒级组分中重金属的富集 |
| 5.4.3 土壤粒级重金属分布与人为源/自然源的关系 |
| 5.5 土壤重金属对当地环境和人体的潜在风险 |
| 5.5.1 基于土壤粒级重金属的潜在生态风险评价 |
| 5.5.2 基于土壤重金属形态的风险评估代码 |
| 5.5.3 基于土壤暴露参数的人体健康风险评价 |
| 5.5.4 基于饮用地下水途径的人体健康风险评价 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 清水河流域煤矿区水环境中重金属的分布迁移特征及风险评估 |
| 6.1 清水河水环境的水化学组成和重金属含量 |
| 6.1.1 水化学 |
| 6.1.2 上覆水 |
| 6.1.3 孔隙水 |
| 6.1.4 沉积物 |
| 6.2 重金属在上覆水孔隙水-沉积物中的分布及相关性研究 |
| 6.2.1 重金属在沉积物的形态分布 |
| 6.2.2 重金属在上覆水-沉积物的分配 |
| 6.2.3 重金属在上覆水孔隙水-沉积物的相关性 |
| 6.3 沉积物粒级重金属的分布及与人为源/自然源的关系 |
| 6.3.1 沉积物不同粒级组分中重金属的分布 |
| 6.3.2 沉积物粒级重金属分布与人为源/自然源的关系 |
| 6.4 清水河流域水环境重金属的污染评价 |
| 6.4.1 孔隙水重金属的毒性评估 |
| 6.4.2 沉积物重金属的毒性评估 |
| 6.4.3 基于沉积物重金属形态的风险代码 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 CPM对煤矿区重金属污染土壤修复潜力的研究 |
| 7.1 CPM结构和形貌的表征 |
| 7.2 CPM对重金属的吸附特性 |
| 7.2.1 pH的影响 |
| 7.2.2 吸附动力学 |
| 7.2.3 吸附等温线 |
| 7.3 修复材料对煤矿区土壤重金属修复潜力的研究 |
| 7.3.1 修复后土壤理化性质的改变 |
| 7.3.2 CPM对土壤重金属总量和有效态的影响 |
| 7.3.3 CPM同时去除重金属阴阳离子的机理研究 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结论与创新点 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（4）厦门市大气PM2.5分布特征、来源解析及风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 大气PM_(2.5)组成特征及危害 |
| 1.2.2 大气PM_(2.5)来源解析 |
| 1.2.3 二次气溶胶形成 |
| 1.2.4 大气PM_(2.5)风险评价 |
| 1.2.5 大气PM_(2.5)中重金属生物可给性 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究技术路线 |
| 1.4 论文的研究特色及创新 |
| 1.4.1 研究特色 |
| 1.4.2 论文创新 |
| 第2章 研究区域概况及样品采集与分析 |
| 2.1 研究区域及样品采集与预处理 |
| 2.1.1 大气PM_(2.5)样品的采集和预处理 |
| 2.1.2 潜在污染源样品采集和预处理 |
| 2.2 样品分析测定 |
| 2.2.1 主要实验仪器与试剂 |
| 2.2.2 有机碳和元素碳的测定 |
| 2.2.3 水溶性离子的测定 |
| 2.2.4 无机元素的测定 |
| 2.2.5 重金属生物有效性测定 |
| 2.2.6 铅、锶、钕同位素的测定 |
| 2.2.7 电镜观测 |
| 2.3 实验分析质量保证与质量控制 |
| 第3章 厦门市大气PM_(2.5)时空分布特征 |
| 3.1 厦门市四季大气PM_(2.5)分布特征 |
| 3.2 特殊社会事件中厦门市大气PM_(2.5)分布特征 |
| 3.3 灰霾天气厦门市大气PM_(2.5)分布特征 |
| 3.4 大气PM_(2.5)质量浓度受气象要素影响分析 |
| 3.4.1 大气PM_(2.5)质量浓度与气象要素关系 |
| 3.4.2 大气PM_(2.5)与气象要素相关性分析 |
| 3.5 厦门市大气PM_(2.5)组成特征 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 厦门市大气PM_(2.5)中水溶性离子、碳组分组成特征及其二次形成机制初探 |
| 4.1 厦门市水溶性离子组成特征及来源初断 |
| 4.1.1 水溶性离子含量分布特征 |
| 4.1.2 气溶胶酸度 |
| 4.1.3 水溶性离子来源初断 |
| 4.1.4 PMF模型解析厦门市大气PM_(2.5)中水溶性离子来源 |
| 4.2 厦门市大气PM_(2.5)中碳组分分布特征及来源 |
| 4.2.1 碳组分分布特征 |
| 4.2.2 碳组分来源初断 |
| 4.3 厦门市大气PM_(2.5)二次形成机制初探 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 厦门大气PM_(2.5)中无机元素分布特征及来源解析 |
| 5.1 厦门市大气PM_(2.5)中无机元素分布特征 |
| 5.2 厦门市大气PM_(2.5)中无机元素来源解析 |
| 5.2.1 富集因子 |
| 5.2.2 Pb同位素示踪来源 |
| 5.2.3 Sr同位素示踪来源 |
| 5.3 厦门市大气PM_(2.5)中稀土元素地球化学特征及来源解析 |
| 5.3.1 稀土元素浓度特征 |
| 5.3.2 稀土元素与大气PM_(2.5)相关性分析 |
| 5.3.3 稀土元素配分模式 |
| 5.3.4 三角图示踪稀土元素来源 |
| 5.3.5 稀土元素特征参数结合Nd同位素示踪大气PM_(2.5)中稀土元素来源 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 厦门市大气PM_(2.5)来源解析 |
| 6.1 后向气团轨迹分析 |
| 6.2 单颗粒分析 |
| 6.3 正定矩阵因子分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 厦门市大气PM_(2.5)中重金属风险评价 |
| 7.1 厦门市大气PM_(2.5)中重金属生物可给性 |
| 7.1.1 总量重金属生物可给性 |
| 7.1.2 生物可给态及残渣态重金属来源解析 |
| 7.2 重金属潜在生态风险评价 |
| 7.2.1 总量重金属潜在风险评价 |
| 7.2.2 各来源重金属潜在风险评价 |
| 7.3 厦门市大气PM_(2.5)中重金属健康风险评价 |
| 7.3.1 总量重金属健康风险评价 |
| 7.3.2 各潜在源重金属健康风险评价 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文及研究成果 |
（5）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 |
（6）玛纳斯湖湿地土壤重金属污染现状及风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 选题依托 |
| 1.4 国内外研究进展 |
| 1.4.1 国外研究进展 |
| 1.4.2 国内研究进展 |
| 1.5 研究思路和内容 |
| 1.5.1 玛纳斯湖土壤理化性质评价 |
| 1.5.2 玛纳斯湖重金属的空间分布特征及污染源分析 |
| 1.5.3 玛纳斯湖土壤重金属污染评价 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 研究区概况和研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 数据获取及处理 |
| 2.2.1 样品的采集 |
| 2.2.2 样品前处理 |
| 2.2.3 土壤指标的测定 |
| 2.2.4 数据的处理 |
| 2.3 地统计学理论及方法 |
| 2.4 污染评价标准的选择 |
| 2.5 评价方法 |
| 2.5.1 单因子污染评价法 |
| 2.5.2 内梅罗综合污染指数评价法 |
| 2.5.3 地累积指数法 |
| 2.5.4 污染负荷指数 |
| 2.5.5 潜在生态风险评价法 |
| 3 研究区土壤重金属和理化性质特征分析 |
| 3.1 土壤重金属统计特征分析 |
| 3.2 玛纳斯湖土壤基本理化性质 |
| 3.2.1 土壤pH值 |
| 3.2.2 土壤有机质 |
| 3.2.3 总盐 |
| 3.2.4 含水量 |
| 3.3 不同区域下理化性质的分布情况 |
| 3.4 土壤理化性质与重金属相关性分析 |
| 4 研究区土壤重金属污染特征分析 |
| 4.1 土壤重金属的空间分布 |
| 4.2 土壤重金属源解析 |
| 4.2.1 皮尔逊相关性分析 |
| 4.2.2 主成分分析 |
| 5 土壤重金属污染评价及潜在风险分析 |
| 5.1 单因子指数评价结果 |
| 5.2 内梅罗综合指数评价结果 |
| 5.3 地累积指数评价结果 |
| 5.4 污染负荷指数评价结果 |
| 5.5 潜在生态危害指数 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的论文 |
| 后记 |
（7）北京市售食品重金属含量特征与健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 相关概念与定义 |
| 1.2 研究背景与研究意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 食品重金属含量检测 |
| 1.3.2 食品安全风险评估 |
| 1.4 科学问题的提出 |
| 1.5 研究思路与技术路线 |
| 1.6 论文创新点 |
| 1.7 论文完成工作量 |
| 2 样品采集与分析方法 |
| 2.1 采样地点 |
| 2.2 食物消费数据 |
| 2.3 样品分类 |
| 2.4 样品预处理与分析 |
| 2.4.1 试剂与仪器 |
| 2.4.1.1 试剂 |
| 2.4.1.2 仪器 |
| 2.4.2 试剂配制 |
| 2.4.2.1 2%HNO_3 的配制 |
| 2.4.2.2 基体改进剂的配制 |
| 2.4.2.3 Cd、Cr、Pb混合标准工作液的配制 |
| 2.4.2.4 Ni标准工作液的配制 |
| 2.4.2.5 Cu标准工作液的配制 |
| 2.4.2.6 Ca、K、Mg、Na混合标准工作液的配制 |
| 2.4.2.7 多元素混合标准工作液的配制 |
| 2.4.3 样品消化 |
| 2.4.4 仪器分析 |
| 2.4.4.1 电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES) |
| 2.4.4.2 石墨炉原子吸收光谱仪(GF-AAS) |
| 2.4.4.3 火焰原子吸收光谱仪(F-AAS) |
| 2.4.5 质量控制 |
| 2.4.5.1 膳食结构数据来源 |
| 2.4.5.2 实验用器皿 |
| 2.4.5.3 试样制备 |
| 2.4.5.4 质控方式 |
| 2.5 数据处理方法 |
| 2.6 食品中污染元素的选取依据及其评价方法 |
| 2.6.1 食品中重金属元素检测的选取依据 |
| 2.6.2 食品重金属含量及超标率的计算方法 |
| 2.6.3 食品重金属污染评价方法 |
| 2.7 食品安全风险评估方法 |
| 2.7.1 膳食暴露评估方法 |
| 2.7.2 安全风险评估方法 |
| 2.7.2.1 非致癌风险暴露评估方法 |
| 2.7.2.2 致癌风险暴露评估方法 |
| 3 北京地区市售食品重金属元素含量特征 |
| 3.1 食品中重金属含量与超标情况 |
| 3.1.1 食品中重金属含量情况 |
| 3.1.2 食品中重金属含量超标情况 |
| 3.1.3 食品中重金属污染情况 |
| 3.2 食品中重金属元素含量特征 |
| 3.2.1 谷类食品重金属元素含量特征 |
| 3.2.2 蔬菜类食品重金属元素含量特征 |
| 3.2.3 水果类食品重金属元素含量特征 |
| 3.2.4 豆类与干果类食品重金属元素含量特征 |
| 3.3 初级农产品重金属含量的环境地球化学分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 北京市居民膳食结构变化浅析 |
| 4.1 1982 -2017 年中国居民膳食结构变化 |
| 4.2 2004 -2017 年北京地区居民膳食结构变化 |
| 5 北京市居民重金属膳食摄入风险评价 |
| 5.1 危害识别和危害特征描述 |
| 5.2 膳食暴露评估 |
| 5.3 安全风险评估 |
| 5.3.1 非致癌风险评估 |
| 5.3.2 致癌风险评估 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论 |
| 7 存在问题与未来研究方向 |
| 8 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）临汾市不同功能区土壤磁化率和重金属分布规律及其生态风险评估（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 城市土壤重金属生态风险概况 |
| 1.1.2 土壤磁化率研究意义 |
| 1.1.3 土壤重金属生态风险评估意义 |
| 1.2 国内外土壤重金属研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属生态风险 |
| 1.2.2 土壤重金属来源 |
| 1.2.3 土壤pH值、有机质和重金属含量的关系 |
| 1.2.4 磁化率 |
| 1.2.5 土壤重金属生态风险评估方法 |
| 1.3 研究内容 |
| 2 研究材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 实验主要仪器 |
| 2.3 土壤样品采集及预处理 |
| 2.4 样品实验分析 |
| 2.4.1 物理和化学特性 |
| 2.4.2 磁化率 |
| 2.4.3 磁性矿物 |
| 2.4.4 土壤重金属含量测定 |
| 2.5 数据处理 |
| 2.6 生态风险评估方法 |
| 2.7 技术路线 |
| 3 临汾市五大功能区重金属生态风险特征 |
| 3.1 土壤中重金属元素的含量 |
| 3.1.1 临汾市五大功能区土壤重金属含量 |
| 3.1.2 土壤重金属元素的相关分析 |
| 3.1.3 土壤重金属含量的空间分布 |
| 3.2 土壤χlf、χfd与重金属的相关性研究 |
| 3.2.1 土壤磁化率值特征分析 |
| 3.2.2 土壤χlf与重金属含量的相关性 |
| 3.3 临汾市五大功能区pH值、有机质与重金属的相关性分析 |
| 3.3.1 描述性统计分析 |
| 3.3.2 临汾市土壤pH值、有机质与重金属含量之间的相关性 |
| 3.4 微形态分析 |
| 4 临汾市五大功能区土壤重金属环境生态风险评估 |
| 4.1 评估结果 |
| 4.1.1 单因子污染指数法评估结果 |
| 4.1.2 Nemerow综合污染指数法评估结果 |
| 4.1.3 污染负荷指数法评估结果 |
| 4.1.4 Hakanson潜在生态危害指数法评估结果 |
| 4.2 土壤重金属环境生态风险来源探究 |
| 5 讨论 |
| 5.1 临汾市五大功能区土壤重金属含量情况 |
| 5.1.1 土壤重金属含量 |
| 5.1.2 土壤χlf、χfd的特点以及与重金属的相关性 |
| 5.1.3 土壤pH值、有机质及其和重金属的关系 |
| 5.2 土壤重金属污染生态风险评估 |
| 5.2.1 单因子污染指数法与Nemerow综合污染指数法评估 |
| 5.2.2 污染负荷指数法与Hakanson潜在生态风险指数法评估 |
| 5.3 土壤重金属溯源 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（9）工矿绿洲排污渠沉积物重金属的释放与黄土钝化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 沉积物重金属污染研究现状 |
| 1.2.1 沉积物重金属污染的来源 |
| 1.2.2 沉积物重金属的空间分布 |
| 1.2.3 沉积物重金属的赋存形态研究 |
| 1.2.4 沉积物重金属污染风险评价 |
| 1.3 沉积物重金属的释放 |
| 1.3.1 重金属在沉积物-水界面的行为 |
| 1.3.2 沉积物重金属的释放机制及其影响因素 |
| 1.4 污染沉积物重金属的修复 |
| 1.4.1 沉积物重金属的修复方法 |
| 1.4.2 污染沉积物中重金属的稳定固定化技术 |
| 1.4.3 黄土用于重金属污染沉积物修复的可行性 |
| 1.5 沉积物重金属的生物有效性 |
| 1.5.1 生物有效性的定义 |
| 1.5.2 沉积物重金属生物有效性的研究方法 |
| 1.5.3 影响沉积物重金属生物有效性的因素 |
| 1.6 主要存在的问题 |
| 1.7 研究内容及方案 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究目标 |
| 1.7.3 拟解决的关键科学问题 |
| 1.7.4 研究方案 |
| 1.7.5 创新点 |
| 1.7.6 技术路线 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 自然概况 |
| 2.2.1 地形地貌 |
| 2.2.2 气候水文 |
| 2.2.3 矿藏资源 |
| 2.2.4 土壤植被 |
| 2.3 排污渠水体-沉积物系统重金属污染状况 |
| 2.4 农田土壤-作物系统重金属污染状况 |
| 第三章 排污渠沉积物重金属分布特征及其评价 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品采集与制备 |
| 3.1.2 分析测定方法 |
| 3.1.3 质量控制与保证 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 沉积物理化性质及重金属含量 |
| 3.2.2 沉积物重金属的空间分布特征 |
| 3.2.3 沉积物重金属的形态分布特征 |
| 3.2.4 沉积物重金属环境风险评价 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 排污渠沉积物重金属的释放行为研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品采集与制备 |
| 4.1.2 分析测定方法 |
| 4.1.3 实验设计 |
| 4.1.4 质量控制与保证 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同pH变化条件下沉积物重金属的释放 |
| 4.2.2 不同离子强度变化条件下沉积物重金属的释放 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 黄土钝化沉积物重金属的形态变化及释放特征 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样品采集与制备 |
| 5.1.2 分析测定方法 |
| 5.1.3 实验设计 |
| 5.1.4 VisualMINTEQ模型 |
| 5.1.5 质量控制与保证 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 沉积物和黄土的理化性质 |
| 5.2.2 黄土钝化沉积物重金属的形态变化规律 |
| 5.2.3 黄土钝化沉积物重金属的解吸特征 |
| 5.2.4 黄土钝化沉积物重金属的TCLP评估研究 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 黄土钝化沉积物重金属的纵向迁移规律研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 样品采集与制备 |
| 6.1.2 分析测定方法 |
| 6.1.3 实验设计 |
| 6.1.4 质量控制与保证 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 沉积物、黄土、灰钙土的理化性质 |
| 6.2.2 淋滤液中Cu的分布特征 |
| 6.2.3 淋滤液中pH、EC变化特征 |
| 6.2.4 淋滤前后土柱剖面重金属分布特征 |
| 6.2.5 淋滤前后土柱剖面理化性质分布特征 |
| 6.2.6 土柱淋滤实验的环境意义 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 黄土钝化沉积物重金属的生物有效性研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 样品采集与制备 |
| 7.1.2 分析测定方法 |
| 7.1.3 实验设计 |
| 7.1.4 质量控制与保证 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 黄土钝化沉积物对玉米生长的影响 |
| 7.2.2 玉米对黄土钝化沉积物中重金属的吸收特征 |
| 7.2.3 黄土钝化沉积物重金属在玉米中的富集迁移特征 |
| 7.3 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（10）南陵—泾县国家商品粮基地农田区土壤特征元素分布差异性及潜在生态效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 水土环境中元素时空分布及差异性研究 |
| 1.2.2 土壤元素背景值研究 |
| 1.2.3 土地利用方式对土壤元素影响研究 |
| 1.2.4 灌溉及化肥农药对土壤元素影响研究 |
| 1.2.5 土壤元素分布与差异分析方法研究 |
| 1.2.6 存在主要问题及研究发展趋势 |
| 1.3 小结 |
| 第二章 研究区自然环境及研究方法 |
| 2.1 自然与社会经济概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 气象与水文条件 |
| 2.1.3 地形地貌与地质概况 |
| 2.1.4 社会经济概况 |
| 2.1.5 矿产资源及开发利用状况 |
| 2.2 研究目标与主要内容 |
| 2.2.1 研究目标 |
| 2.2.2 主要研究内容 |
| 2.2.3 关键科技问题 |
| 2.2.4 主要创新点 |
| 2.3 研究分区单元划分及特征 |
| 2.3.1 分区原则与依据 |
| 2.3.2 研究分区划分及特征 |
| 2.4 数据来源与研究方法 |
| 2.4.1 样品采集与测试分析 |
| 2.4.2 背景值与基准值确定方法 |
| 2.4.3 地质统计学基本理论方法 |
| 2.4.4 土壤中有益元素/重金属分布差异性评价方法 |
| 2.4.5 土壤中重金属元素潜在生态效应评价方法 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 农田区土壤地球化学背景值及分区特征 |
| 3.1 土壤地球化学背景值与环境基准值 |
| 3.1.1 土壤地球化学背景值 |
| 3.1.2 土壤环境基准值 |
| 3.1.3 背景值与基准值区别 |
| 3.2 研究区背景值与基准值确定 |
| 3.2.1 确定原则 |
| 3.2.2 土壤元素背景值与基准值分布特征 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 农田区表层土壤有益元素分布与差异特征 |
| 4.1 农田表层土壤有益元素 |
| 4.1.1 农田区表层土壤有益元素基本统计特征 |
| 4.1.2 有益元素空间差异特征 |
| 4.2 农田表层土壤养分理化指标特征 |
| 4.2.1 pH值分布特征 |
| 4.2.2 有机质和腐殖质分布特征 |
| 4.3 农田表层土壤养分元素分布特征 |
| 4.3.1 N、P与K元素分布特征 |
| 4.3.2 微量元素分布特征 |
| 4.4 农田表层土壤单项因子丰缺状况与分区特征 |
| 4.4.1 有效磷与速效钾 |
| 4.4.2 农田微量元素分区评价 |
| 4.5 农田表层土壤有益元素效应综合评价 |
| 4.5.1 有益元素效应权重特征 |
| 4.5.2 有益元素综合效应隶属度函数特征 |
| 4.5.3 有益元素综合效应特征 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 农田区表层土壤重金属元素分布与差异特征 |
| 5.1 农田表层土壤重金属元素基本特征 |
| 5.1.1 重金属统计特征 |
| 5.1.2 重金属半方差函数特征 |
| 5.2 重金属空间分布与差异性特征 |
| 5.2.1 重金属分布特征 |
| 5.2.2 重金属含量差异特征 |
| 5.3 农田表层土壤金属元素相关性与聚类特征 |
| 5.3.1 相关性特征 |
| 5.3.2 聚类特征 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 农田区表层土壤重金属元素潜在生态效应与对策 |
| 6.1 农田表层土壤重金属超标状况与分区特征 |
| 6.1.1 重金属超标状况 |
| 6.1.2 单因子效应与分区特征 |
| 6.1.3 综合指数效应与分区特征 |
| 6.2 农田表层土壤重金属潜在风险特征 |
| 6.2.1 地质累积指数特征 |
| 6.2.2 单因子潜在生态风险指数特征 |
| 6.2.3 综合潜在生态风险指数特征 |
| 6.3 农田重金属潜在生态风险影响对策 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 工作展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 个人简历、攻读学位期间的研究成果及公开发表的学术论文 |
四、Cu, Mn, Fe, and Zn Levels in Soils of Shika Area, Nigeria（论文参考文献）
- [1]重庆市典型血橙基地土地质量地球化学评价与分析[D]. 李梦佳. 西南大学, 2021
- [2]金银纳米材料检测钴铜铅的方法构建及在森林食品中的应用[D]. 王素燕. 中南林业科技大学, 2021
- [3]清水河流域煤矿区重金属的表生环境特征及潜在修复途径[D]. 李红霞. 北京科技大学, 2020(01)
- [4]厦门市大气PM2.5分布特征、来源解析及风险评价[D]. 王珊珊. 华侨大学, 2020
- [5]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)
- [6]玛纳斯湖湿地土壤重金属污染现状及风险评价[D]. 王海潇. 新疆师范大学, 2019(05)
- [7]北京市售食品重金属含量特征与健康风险评估[D]. 魏军晓. 中国地质大学(北京), 2019(02)
- [8]临汾市不同功能区土壤磁化率和重金属分布规律及其生态风险评估[D]. 史浩圆. 山西师范大学, 2019(05)
- [9]工矿绿洲排污渠沉积物重金属的释放与黄土钝化研究[D]. 臧飞. 兰州大学, 2018(11)
- [10]南陵—泾县国家商品粮基地农田区土壤特征元素分布差异性及潜在生态效应[D]. 王茜. 中国地质科学院, 2017(07)
标签：重金属论文; 土壤重金属污染论文; 重金属检测论文; 土壤环境质量标准论文; 元素分析论文;