一、硼及其同位素对水体污染物的示踪研究（论文文献综述）
伍作亭[1]（2021）在《稳定同位素示踪鄱阳湖边缘湖蚌湖氮素来源》文中指出
李安定[2]（2021）在《海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响》文中研究说明人类活动使一些流速较缓的城市河道接纳了较多污水,导致河道水体频繁暴发水华,而藻类在生长和死亡过程中将释放大量的溶解性有机质（DOM）,对水环境理化性质产生影响,进而影响水体中的重金属等污染物浓度。目前,对水华暴发的研究主要针对湖库以及近岸海域等营养盐汇集区域,而对营养盐迁移转化的通道-河流水华暴发的研究相对较少。本研究以北方典型缓滞流型河道-海河干流为研究对象,通过野外调查、模型模拟以及室内试验,研究河道水华暴发特征及其对水体中DOM和重金属生物有效性的影响,以期为有效预防和控制缓滞流型河道水华暴发提供新的理论和技术支持。近年来采样监测发现,海河干流水质主要污染因子为TP、CODCr和NH3-N,处于中度富营养化水平,水华暴发主要集中在7-9月。采用Tucker3模型和回归分析可知,TN浓度、TP浓度、N/P值与Chla浓度均符合三次多项式非线性函数关系。当N/P值<10时,随着N/P值增加,藻类生物量增加,藻类生长属于N限制;当N/P值>40时,随着N/P值增加,藻类生物量呈现减少或稳定的变化趋势,此时藻类生长属于P限制。由于海河干流受沿岸氮输入的影响,水华暴发期间水体中NH3-N和NO3--N 比例变化不显着,而Org-N浓度呈现显着的上升趋势。根据NO3--N的δ15N和δ18O比例变化可知,由于海河干流水体中NH3-N的来源补充较为充足,藻类优先利用水体中的NH3-N来合成自身物质,将其转变为Org-N和少量的NO3--N释放到水体中,而通过微生物硝化作用转化NH3-N成为NO3--N的作用效果不明显。水华暴发后,水体中DOM含量从26.47mg/L增加到38.20mg/L,C/N值从18.51降低到6.39,N/P值从5.69增加到20.10。DOM的成分由较为复杂的多种陆源转变为相对单一的藻类内源,进而影响了水体中污染物的生物有效性,导致水体中重金属Cu和Zn的生物有效性降低。随着水华的暴发,水体中Cu和Zn对大型溞的半致死浓度逐渐升高,水体中Cu的基准最大浓度和基准连续浓度都呈显着增加趋势,约为暴发前的3倍。
柴宁磐[3]（2021）在《汾河流域河水污染的地球化学示踪》文中研究指明河流是提供人类可直接使用淡水资源的主要载体之一。20世纪以来,河流受到人类活动的影响明显加剧。调查和治理水污染成为国内外环境学研究的热点,而水体污染来源的定量化研究更是其中的难点。汾河是山西省最大的河流,近些年来汾河流域水体污染日趋严重,其水质恶化已成为山西工农业和生态发展的瓶颈。本论文针对整个汾河流域水化学特征、水体污染的时空差异和控制因素以及污染水体中人为因素贡献比例不清等问题,通过采集汾河流域枯水期和丰水期两次全流域样品,采用常量元素、微量元素和稳定同位素结合的方法对汾河流域河水水化学、水质状况和污染物来源进行了分析。研究成果可为汾河流域水资源保护和污染治理提供可靠的科学依据。本研究的主要研究结果如下:（1）汾河流域水化学参数时空分布研究结果表明,汾河流域河水整体呈现弱碱性,p H在枯水期和丰水期的平均值分别为8.1和8.4。汾河流域河水TDS平均值（枯水期:609 mg/L,丰水期:567 mg/L）小于黄土高原河流平均值（897 mg/L）。河水TDS呈现出上游低（枯水期:370 mg/L,丰水期:333 mg/L）,中游（枯水期:790 mg/L,丰水期:775 mg/L）和下游高（枯水期:762 mg/L,丰水期:690 mg/L）的空间变化。汾河流域上、中、下游河水水化学类型分别为Ca2+-HCO3-、Na+-Cl-、Ca2+-Mg2+-Cl-型,且主要受岩石风化和蒸发浓缩的影响。河水中常量元素和微量元素的季节性变化为,B、Ba、Fe、Li、Se、K的平均值在丰水期大于枯水期,Ni、U、Cl、SO4、HCO3、Ca、Mg的平均值在枯水期大于丰水期。河流硼同位素值(δ11B,计算方式:δ11B=[(11B/10B)样品/(11B/10B)标准-1]×1000,单位:‰)在枯水期呈现出上游（+5.1‰）<中游（+8.6‰）<下游（+9.5‰）的空间变化,而在丰水期呈现出上游（+6.1‰）<下游（+7.2‰）<中游（+9.0‰）的空间变化。河水氮同位素值(δ15N-NO3-)随着河流方向呈不断增加的趋势,而氧同位素值(δ18O-NO3-)表现出下降的趋势。（2）利用绝对主成分多元线性回归模型（PCA-APCS-MLR）对汾河河水常量元素和微量元素进行了分析,结果表明河水中的常量元素主要来源于蒸发岩溶解和碳酸岩风化,As、Cu、li、Rb、Se和V等微量元素主要来自人类活动,Ba、Mn、Ni和U等主要来自自然来源。河水污染源的定量分析表明:河水中的溶解B主要来源于硅酸岩风化（枯水期:38.8%,丰水期:49.2%）。与世界其他河流相比,人为输入对汾河溶解B的贡献度较大（枯水期:16.4%,丰水期:15.0%）;河水中NO3-主要来源于粪便和污水（枯水期:71.0%,丰水期:64.0%）。（3）水质评价结果表明,汾河流域河流中Mn、NO3-和SO42-为主要的污染物质,枯水期超标率分别为23%、51%、25%,丰水期超标率分别为20%、51%、20%,且超标样本集中在中下游;惠济河、昌源河、乌马河、杨兴河和象屿河等支流的水质不适宜做灌溉用水。在枯水期,惠济河和石子河的WQI值分别为119.6和142.9,水质较差。在丰水期,沙河、原平川河、交口河、杨兴河的WQI值分别为796.0、274.4、158.1、104.3,水质较差。河水中的As、Ba、Mn、Ni和V具有潜在的非致癌风险。
高晶波[4]（2020）在《秦岭北麓土地利用方式变化对土壤氮素累积及损失的影响》文中进行了进一步梳理自20世纪80年代以来,我国土地利用方式发生巨大变化,传统粮食作物种植面积不断降低,而以果树、蔬菜等为主的高投入,高产出的园艺作物种植面积不断扩大。陕西秦岭北麓的周至、眉县近30年来,大量农田转变为猕猴桃园,当前该区域已成为我国最大的猕猴桃种植基地,种植面积超过全国猕猴桃种植面积的60%,是我国土地利用方式变化进程中的一个典型缩影。然而,在该区猕猴桃生产中,管理粗放,盲目水肥投入等问题普遍突出,不仅造成养分及水分资源的浪费,也严重制约了该区域猕猴桃产业的持续发展,同时带来了巨大的环境污染风险。因此,本研究主要以秦岭北麓周至县俞家河小流域为研究对象,通过多年田间实地问卷调查法查明该区域猕猴桃氮素投入状况,并在田间和流域尺度上采集土壤剖面样品探究农田及猕猴桃园土壤硝态氮累积状况和差异以及在不同坡位及区域土壤硝态氮累积的空间变异性。同时,连续采集并测定该流域地下水及地表水,探究不同土地利用方式对地下水及地表水硝态氮含量的影响;进一步在秦岭北麓区域尺度上探究了猕猴桃集约化种植区深层土壤剖面硝态氮累积、变异及其对地下水硝酸盐含量的影响。同时开展了猕猴桃园氮肥减量施用长期定位试验,探究氮肥减量施用对猕猴桃产量、品质、养分含量及土壤硝态氮累积的影响。获得以下主要结论:（1）2013―2017年连续5年实地问卷调查及2016年田间土壤样品采集分析结果显示,俞家河小流域猕猴桃园过量施肥问题突出,猕猴桃园氮素年均盈余量高达1099kg/hm2,为农田土壤氮素盈余量的4倍。猕猴桃园0-400 cm土壤剖面硝态氮平均累积量高达3288 kg/hm2,为农田土壤硝态氮累积量的16倍,且超过77.5%的硝态氮累积于猕猴桃根区（0-100 cm）以下土层。土壤剖面硝态氮累积量存在明显的空间（田块及流域）变化,表现为同一猕猴桃园坡下部0-400 cm土壤剖面硝态氮累积量显着高于坡上部土壤累积量;小流域内低地势区域硝态氮累积量高于流域高地势区域硝态氮累积量。表明在田块及流域尺度土壤中大量累积的硝态氮不仅存在向土壤深层淋溶损失的现象,同时也发生由地势高向地势低的地方迁移。（2）坡地猕猴桃园不同坡位水分及养分测定分析表明,灌溉及降雨能够引起土壤水分含量发生显着变化,表层0-20 cm土壤水分含量变化最为明显,灌溉及强降雨后,水分湿润深度可达100 cm以下土层。同一果园灌溉后,不同坡位土壤水分含量变化存在差异性,坡下部水分含量增幅明显高于坡上部;雨季前,土壤0-100 cm和100-200 cm硝态氮累积量分别为1307和712 kg/hm2;雨季后,两个土层累积量分别为902和1358 kg/hm2,硝态氮发生了明显的向下层土壤淋溶损失。雨季前后,0-200cm土壤剖面硝态氮累积量均表现为坡下部显着高于坡上部,且雨季后坡下部与坡上部累积量差异明显增大,表明土壤硝态氮在土壤中的迁移主要受水分迁移驱动。（3）2015―2017年连续3年对俞家河小流域不同土地利用方式下地下水采集分析发现,浅层地下水EC及Ca2+、Mg2+、Na+、Cl-、HCO3-和NO3-含量分别表现为猕猴桃园区>农田区>自然林地。自然林地、农田及猕猴桃园三个区域浅层地下水及猕猴桃园区深层地下水硝酸盐平均含量分别为32.5、34.8、55.3和28.9 mg/L。猕猴桃园区浅层及深层地下水所采集样品中分别有56.3%和22.2%的样品硝酸盐含量超过WHO规定的饮用水标准。三个区域地下水硝酸盐的δ15N也表现为猕猴桃园区>农田区>自然林地。同位素分析结果表明,猕猴桃园区污染地下水的硝酸盐主要来自于有机肥。说明土地利用方式对地下水硝酸盐含量有显着影响,猕猴桃集约化种植区由于过量氮肥的施用严重影响了地下水水质,造成了地下水硝酸盐污染。（4）对俞家河小流域地表水连续采样监测分析（2018年1月至10月）发现,自上游自然林地区至下游猕猴桃种植区地表水总氮平均含量在2.67―7.79 mg/L,其中旱季为4.48―6.92 mg/L,雨季为2.91―7.79 mg/L,均处于劣V类水质。硝态氮平均含量在2.15―7.11 mg/L,其中旱季为3.48―5.99 mg/L,雨季为2.23―7.10 mg/L。地表水硝态氮含量显着高于铵态氮含量,在总氮中的占比达71.5%―91.5%。不同土地利用方式下地表水总氮及硝酸盐含量存在差异,下游猕猴桃集约化种植区显着高于上游水体（p<0.05）。相比于旱季,雨季上游水体总氮及硝态氮含量显着降低,而下游水体显着增加。对水体硝酸盐氮、氧同位素组成分析发现,上游水体硝酸盐主要来源于大气沉降中的铵态氮,下游水体硝酸盐主要来源于降雨中的铵态氮及施用的铵态氮肥。（5）秦岭北麓猕猴桃主产区调查及土壤样品采集分析发现,猕猴桃园年均氮素投入量及盈余量分别高达1332 kg/hm2和1206 kg/hm2,显着高于农田（452 kg/hm2和252 kg/hm2）。猕猴桃园0-5 m土壤剖面硝态氮累积量平均高达3674 kg/hm2,且84%位于1 m以下土层;而农田0-2 m土壤剖面硝态氮累积量为158 kg/hm2,且主要分布于0-1 m土层。秦岭北麓猕猴桃种植区0-5 m及0-10 m土壤剖面硝态氮累积量分别为156.5和266.5 Gg N。监测的31个地下水样品中,97%的样品超过WHO规定的饮用水标准。因此,该区域由农田向猕猴桃园转变显着增加了土壤硝态氮累积及损失风险,且对地下水环境构成了严重威胁。（6）猕猴桃园减量施氮定位试验（2012―2019）结果表明,与农民常规施氮处理相比,减量施氮施25%（2012―2014）及45%（2014―2019）后,对猕猴桃产量、单果重、品质及枝条和果实养分含量均无显着影响（p>0.05）,却显着降低了土壤0-200 cm剖面硝态氮累积量（p<0.05）,增加了果农收益。与施用普通尿素相比,施用控释尿素能够明显降低土壤硝态氮向下层土壤的淋溶损失。因此,在该区域猕猴桃园具有较大的减肥潜力,通过降低氮肥投入量能够显着减少土壤硝态氮累积,同时缓控释肥料的使用值得推广。综上所述,秦岭北麓由农田转变为猕猴桃园显着增加了土壤氮素盈余及硝态氮累积量,灌溉和降雨加剧了土壤氮素损失,引起了明显的土壤硝态氮向下层土壤的淋溶损失,对当地地表及地下水水质产生了严重影响。因此,在该区域急需开展源头减量施氮及不同坡位变量施氮技术的推广,降低氮素投入量,同时结合相应的管理措施,如采用水肥一体化等减少灌溉水投入,对于减少土壤氮素累积及损失,保证猕猴桃产业的持续健康发展具有重要意义。
杨剑[5]（2020）在《盐湖碳酸盐硼同位素分析方法优化及其在东台吉乃尔盐湖剖面中的应用》文中认为硼的分离提纯方法以及硼同位素分析测试技术是硼同位素应用研究的基石,硼同位素分析方法的优化能够促进硼同位素地球化学应用的快速发展。本论文是在前人的研究基础上进行的,主要进行了盐湖碳酸盐沉积物硼的提取、前处理过程中沉淀的消除、硼同位素测定中有机质影响的消除、以及pH值控制下人工无镁卤水无机碳酸盐沉积的硼同位素分馏特征和东台吉乃尔盐湖剖面中碳酸盐硼同位素特征的分析研究。主要研究结果如下:1.在前人的基础上,应用不同溶剂（不同浓度的HCl、HAc和EDTA-2Na）来提取沉积物碳酸盐组分中的硼。实验结果表明1 mol/L的HAc提取沉积物碳酸盐组分中的硼最为合适。相对其它溶剂而言,1 mol/L的HAc能效地溶解方解石、白云石等碳酸盐矿物,同时对粘土、石膏等矿物影响较小;在用Amberlite IRA 743树脂分离硼时,将溶液pH值调至弱碱性时所用到的亚沸NH3·H2O的量较少,从而引入的本底也较少。2.研究发现,向含硼样品中加入适量饱和EDTA-2Na溶液能与溶液中共存的金属离子结合形成稳定络合物,可以有效避免酸溶相样品在碱性条件下形成氢氧化物沉淀。用氨水的淋洗树脂床,质谱测定过程中增加电流,持续烧蚀样品,能有效抑制EDTA-2Na残留的影响。结果表明,硼同位素标准物质（NIST SRM951）中硼的回收率可以达到95%以上;硼同位素比值范围在4.05146±0.00006～4.05628±4.00003之间;测得的实际样品,包括三亚沉积物、大柴旦湖心沉积物及大柴旦湖心晶间卤水沉积物的硼同位素组成(δ11B值)分别为+17.64‰±0.70‰、-5.74‰±0.14‰及+1.8‰±0.01‰。3.本文采用离子交换和微升华技术联用方法除去硼同位素中EDTA-2Na对硼同位素测定的干扰。首先采用Amberlite IRA 743树脂分离纯化硼,再用微升华方法除去残留的EDTA-2Na,最后使用混合树脂除去残留的以H+和Cl-为主的其它杂质离子。结果表明,离子交换和微升华技术联用方法得到的硼同位素标准物质（NIST SRM 951）中硼的回收率达到95%以上,硼同位素比值范围在4.04984±0.00019～4.05124±0.00017之间,其硼同位素组成没有发生分馏。实际样品的δ11B值和三步离子交换法及多次沉淀法得到的值接近。该联用方法的前处理过程简单高效,为硼含量较低的样品进行硼同位素组成的准确分析提供了一种很好的选择。4.进行了不同pH值条件下人工无镁卤水碳酸盐沉积实验。实验结果表明,在没有Mg（OH）2生成的情况下,B含量随着母液pH值的增加而增加,说明pH值对碳酸盐B含量影响较大。一方面是较高的pH值增加了母液中B（OH）4-的含量,B（OH）4-与碳酸盐共沉淀造成碳酸盐中B含量的增加。另一方面,卤水中Ca2+含量很高,使得碳酸钙沉淀速率变快,从而增加了碳酸盐中硼的含量。沉积碳酸钙δ11B值的结果表明,随着母液pH值的增加,碳酸钙与母液间的分馏系数增大,说明碳酸钙相对富集11B,并且随着pH值的增大,碳酸盐与母液间硼同位素分馏程度降低。碳酸钙的δ11B值与计算的人工无镁卤水的δ11B4并不平行,在高pH值条件下时有轻微偏离,偏离程度约1.1‰～3.3‰,表明pH值越高B（OH）3更容易与碳酸钙结合,导致碳酸盐δ11B值偏离了计算的δ11B4。5.盐湖碳酸盐沉积的δ11B表明,随着蒸发作用的进行,大苏干湖的pH值降低,B含量增加,沉积碳酸盐的δ11B值也随之增加,说明沉积碳酸盐的δ11B值与盐湖演化过程中的盐度可以保持一致。当水体中B含量较低时,水中只有B（OH）3和B（OH）4-两种形态,B（OH）3/B（OH）4-比值受到pH、B含量、盐度等因素的影响。当水体中B含量较高（大于290 mg/L）时水体中的多聚硼酸根离子的量不容忽视。东台吉乃尔盐湖剖面碳酸盐δ11B值范围为-14.78‰～-0.21‰,平均值为-8.33‰。碳酸盐δ11B值与B含量、Mg/Ca比值等盐度指标变化趋势一致,存在一定的正相关关系,表明碳酸盐δ11B值可以在一定程度上作为盐度指标。碳酸盐δ11B值及其它盐度指标指示了东台盐湖两次成盐期间共经历了四次淡化-浓缩过程。
孙亚乔,王晓冬,校康,段磊,吕梓昊[6]（2020）在《淡水环境中氮污染同位素示踪的研究进展》文中研究指明淡水环境氮污染形势严峻,水环境的氮污染严重威胁着居民的健康,氮污染治理迫在眉睫。目前氮污染治理的有效手段是确定氮污染来源,积极减控氮源输入。文章分析了国内地下水和地表水的氮污染现状、国内外识别氮源的技术手段以及地下水和地表水氮污染的迁移转化等研究进展。结果表明,国内的地下水和地表水由南到北,从东到西的氮污染程度及地下水和地表水污染类型具有显着的一致性,地表水和地下水氮污染具有积极的响应机制。地下水主要受硝态氮污染,污染等级多为Ⅲ级;地表水主要受氨氮和总氮污染,等级多为Ⅳ和Ⅴ级。由于大量含氮化合物的输入,中国东部和南部已成为氨氮和总氮污染严重地区。在分析不同地区地下水和地表水氮污染特征基础上,综合利用传统的水化学分析法、同位素示踪技术和同位素模型,不仅可判别氮污染的来源,而且可识别氮源并确定氮源的贡献率,从而揭示地下水与地表水中氮污染的迁移转化过程和机理。研究结果为识别地表水、地下水受氮污染所带来的风险,保护淡水资源与环境提供了科学依据。由于地下水与地表水是相互作用的关系,氮同位素在氮迁移转化的过程中会发生相应转化,其矿化作用、硝化作用、反硝化作用等直接影响氮同位素的分馏,因此精确地定量化识别污染源亦成为需要克服的难题。
叶匡旻[7]（2020）在《松花江流域氮、磷的时空变化特征及源解析研究》文中研究指明松花江流域是我国七大流域之一,近些年流域水质持续改善,但氨氮、总磷仍是流域的主要污染因子,部分劣V类断面主要是因为氨氮超标引起。本研究选取松花江流域42个断面,收集国控断面2003-2019年监测数据,结合监测和采样数据进行研究。通过多元统计学分析法研究流域环境质量状况及主要污染因子;利用季节性Kendall检验法以及绘制NH4+-N、TN、TP和CODMn的时空分布图,分析流域内N、P时空分布特征;采用δ15N-NO3、δ18O-NO3双稳定同位素分析、IsoSource质量平衡模型以及多元统计学分析法,解析水体中氮、磷的主要来源。研究结果可为松花江流域内氮、磷污染管控提供技术支撑,主要研究结果如下:（1）自2011年开始松花江流域水质逐年好转,2019年松花江流域为轻度污染,主要污染指标为COD、CODMn、NH4+-N。时间维度上,松花江流域水体中NH4+-N和TN呈枯水期>平水期>丰水期的变化规律,枯水期受到氮污染影响较大,NH4+-N、TN和NO3--N是主要水质影响参数,TP和CODMn呈枯水期<平水期<丰水期的变化规律,丰水期影响因子最为复杂,除氮、磷外还包括BOD5和COD。空间维度上,城市断面和支流水体氮、磷的浓度更高,城市下断面NH4+-N、TN和TP高于城市上断面,伊通河、阿什河等重点支流NH4+-N、TN和TP远高于干流。（2）氮的主要来源途径包括土壤有机氮,生活和粪肥污水以及含氮化肥。其中平水期氮污染来源以土壤有机氮（60%）为主,枯水期氮污染来源以生活和粪肥污水（53%）为主,丰水期氮各污染来源贡献率较为平均,需要重点关注含氮化肥（27%）及生活和粪肥污水（41%）。而磷的来源途径主要包括:城市含磷废水,土壤有机磷和含磷化肥。生活和粪肥污水是松花江流域氮、磷的主要污染来源,其次为化肥。研究表明NH4+-N、TN和TP等是松花江流域主要的水质污染影响指标,生活和粪肥污水等生活污染输入是松花江流域N、P的主要污染来源,其次为化肥,伊通河和阿什河等重污染支流N、P污染情况急需进一步治理管控。
刘学[8]（2020）在《我国南部城市水环境特征解析与综合整治指导方案研究》文中研究说明由于城市化的快速发展,我国南部地区城市水环境污染问题日渐突出,城市水体急需治理。针对这一问题,本文以该地区城市水环境为研究对象,对不同类型城市水环境污染特征进行总结,对其污染成因与影响因素进行解析,提出该地区城市水环境综合整治指导方案及分步分阶段技术路线图。我国南部地区包括广东、福建、广西、海南、香港、澳门和台湾在内的全部地区。该地区以低山丘陵为主,年降雨量几乎是全国的2倍;人口密集,城镇化率高,土地面积约占全国的6%,人口约占全国的15%;经济发达,产业结构以二、三产业并重,人均收入几乎是全国的2.3倍,但区域发展非常不均衡。研究结果显示,该地区城市总体水质达标率为63%,城市水环境总体污染严重。从时空特征分析,该地区城市水环境污染存在显着的时空特征,大部分城市新老城区之间也表现出较强的污染空间特性,主要与汛期降雨、人类活动和排水体制有关。空间因子分析与与污染源分析结果表明,该地区城市污染主控因子为氨氮、总磷和溶解氧,主要污染来源为城市降雨径流、生活排污、工业排污和老城区合流制溢流。在该地区城市水环境污染特征和污染问题的基础上,筛选出适用于该地区不同城市的水环境容量计算方法、水环境污染削减负荷分配模型和城市河流生态流量核算方法;依据城市水环境污染治理分类表单,选取适用于该地区城市水环境污染控制技术;评估该地区城市水环境污染控制技术与实际工程相结合后的方案效益,给出我国南部地区城市水环境综合整治指导方案;结合现有的城市区域水环境综合整治技术体系及预期,提出近期与中长期我国南部地区城市水环境综合整治技术路线图。本研究成果对于该地区城市水环境污染总体调控、水环境质量改善意义重大,可为我国南部地区城市水环境或类似城市水环境的综合整治提供技术和政策支持。
刘昶[9]（2020）在《水闸对河水—地下水交互特征的影响与数值模拟研究》文中进行了进一步梳理地表水体与地下水体通常存在着紧密的水力联系,两者的交互作用是自然界水循环中的重要环节之一,该作用直接影响了水体的水量和水质。为了合理利用河流资源,有效调控河水流量,水闸成为了最为常见的人工水利工程之一。本研究选取安徽省宿州市的濉河符离段作为研究对象,对水闸河段上河水-地下水的水量交互、水化学特征以及污染物的分布转化情况开展了研究,利用数值模拟软件GMS（Groundwater Modeling System）对研究河段地下水搭建了数值模型,进一步探究河流水闸对河水-地下水交互特征的影响。结果表明:（1）水闸使得上下游河水与地下水的补排关系出现很大差异,河水对上游河段傍河地下水的补给率为15.36%～54.52%,平均补给速率为0.7077m3（d·m）-1,对水闸河段处地下水的补给率为43.18%～68.92%,平均补给速率为0.7710 m3（d·m）-1,对下游河段傍河地下水平均补给速率为-0.0089 m3（d·m）-1,水闸拦蓄功能使得水闸附近河水的补给作用最强烈,下游河段地表地下水全年单位长度河段交互量仅约其他河段的1/3。（2）3-11月河水水化学由SO4·Cl—Na型向HCO3·SO4—Na型水演化,傍河地下水由HCO3—Ca型向HCO3—Na型水演化,河水水化学受控于硅酸盐岩风化作用与蒸发作用,傍河地下水水化学受控于碳酸盐岩和硅酸盐岩风化作用;由于水闸作用,水闸附近的地下水与河水交互强烈,其混合作用使得该处地下水的水化学性质和主导因素与河水更接近;水闸至上游河段河水入渗量较大,地下水向氧化环境演化,提高了矿物的溶解度,导致TDS增大,地下水中K+、Na+、SO42-的浓度增大,而CO32-的溶出则抑制Ca2+和HCO3-的赋存。（3）水闸的调控作用通过影响不同河段的河水入渗强度,对研究区河段上河水-地下水污染物浓度分布与浓度变化趋势形成很大影响。河水入渗强度的改变使得地下水中的酸碱度与氧化还原电位受到影响,最终影响到铁锰在研究区河段地下水含水层中的赋存状态。由于水闸存在,水闸及上游河段在3、4月蓄水期对傍河地下水的污染物输入量最大,泄流期则有较大降低;水闸下游则在5～8月泄流期出现地下水污染物反向向河水输出的情况。（4）通过数值模型的模拟分析发现水闸的拦蓄作用对河流周边地下水流场产生显着影响,水闸上游地下水水位抬升,流速放缓,水闸下游地下水水位滞后性抬升,流速变快,河水的入渗量增加6.30×103m3/d,提高62.44%;将河流设为污染源的溶质运移模拟分析,由于水闸拦蓄作用,水闸及上游河段的河水污染物入渗后水闸上游附近地下水浓度最大达5.85 mg/L,相比增加了 0.70 mg/L,入渗污染物形成的污染羽最远距离达482.8 m,相比增加了 108.7m,水闸下游附近出现了较低浓度的区域。
孙士咏[10]（2020）在《长三角低山丘陵区典型水库水源地面源污染发生机制与特征》文中研究指明浙江省安吉县赋石水库集水区是太湖流域上游重要的饮用水源地,其地形以山地和丘陵为主,主要植被为毛竹（Phyllostachys edulis）、板栗（Castanea mollissima）、安吉白茶（Camellia sinensis.‘Baiye 1’）等经济林,及杉木（Cunninghamia lanceolata（Lamb.）Hook.）、马尾松（Pinus massoniana Lamb.）、木荷（Schima superba Gardn.et Champ.）、香樟（Cinnamomum camphora（L.）Presl）等次生林。通常情况下,在该地区较大的降雨会引发水土流失。降雨后于坡面上产生的径流在沟渠内汇聚并向水库、湖泊等迁移,导致水体富营养化。本研究通过监测赋石水库集水区雨季毛竹林不同空间结构污染物时空分异规律和径流在径流沟迁移过程中的水质变化,结合分析研究区土壤特性,探讨了不同空间尺度水源地面源污染发生的土-水耦合效应;并且测定分析了水库入库径流水质特征,基于PCA-APCS-MLR模型确定了入库径流污染来源,定量分析了不同污染源对水质参数的贡献;同时利用氮氧双稳定同位素技术,通过建立SIAR模型,定量解析了水库硝酸盐来源。研究结果可为赋石水库水源地及长三角地区面源污染生态治理、保障饮用水安全提供科学基础和理论依据。主要结论如下:（1）赋石水库集水区毛竹林覆盖下水源地主要污染参数是总氮和高锰酸盐指数,其中硝态氮是氮素流失的主要形态。总磷在毛竹林空间层次上的变化表现为:地表径流>枯透水>林内雨>树干径流;总氮空间分布与总磷基本一致;高锰酸盐指数则表现为树干径流最高,枯透水和林内雨较为接近,在不同样地地表径流中差异大。地表径流受土质影响较大,地表径流中总氮浓度与土壤硝酸还原酶活性正相关,而与土壤中的p H值、总氮和碱解氮含量负相关;速效氮对土壤氮流失的贡献要明显大于全氮,而磷流失则主要受全磷影响;高锰酸盐指数与土壤中的脲酶、酸性磷酸酶活性和有机质含量正相关。（2）降雨强度是影响赋石水库集水区径流沟水质的主要因子,最大降雨强度与高锰酸盐指数呈显着正相关关系（p<0.05）,与总氮呈极显着正相关关系（p<0.01）。径流沟中高锰酸盐指数在无雨期严重超标,梅雨季节和台风多发季节易产生高强度降雨,是控制总氮污染的关键时期。雨前径流沟水体中的总氮浓度与土壤有机质、碱解氮、总磷、总氮等因子密切相关;水体中的高锰酸盐指数与土壤总氮、总磷和速效磷含量负相关;硝态氮浓度主要受到土壤中硝酸还原酶活性和脲酶活性影响。雨后水体总磷的浓度和土壤中总磷和速效磷含量呈正相关关系;高锰酸盐指数与土壤脲酶、酸性磷酸酶活性和硝酸还原酶活性以及土壤有机质、总氮和碱解氮含量正相关;而总氮和硝态氮含量与土壤中硝酸还原酶和脲酶活性、总氮、碱解氮和有机质含量呈负相关关系。（3）赋石水库入库径流的主要污染源为水文地质、畜禽养殖、生活污水和农业生产污染。水文地质源对p H、NH4+-N、Cl-、SO42-、Mg2+、K+和Ca2+离子的贡献率分别是52.08%、39.51%、43.92%、52.17%、38.91%、40.69%和54.67%;畜禽养殖源对高锰酸盐指数的贡献率为81.72%;生活污水源对总磷和Na+的贡献率分别为51.96%和42.69%;农业生产污染源对硝态氮贡献率为65.08%。丰水期和枯水期入库径流中总氮分别有55%和65%超过Ⅲ类水标准,硝态氮是赋石水库各入库口氮素污染的主要形式。丰水期,大气降水、土壤、化肥、生活污水和粪肥对水库入库口硝酸盐的贡献率分别为7%、12%、78%、3%,枯水期分别为22%、27%、46%、5%。
二、硼及其同位素对水体污染物的示踪研究（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、硼及其同位素对水体污染物的示踪研究（论文提纲范文）
（2）海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响（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 海河干流水环境质量状况及其富营养化特征 |
| 2.1.1 海河干流基本情况 |
| 2.1.2 海河干流富营养化状况 |
| 2.2 水华暴发特征及其影响因素 |
| 2.2.1 水华的定义和危害 |
| 2.2.2 水华暴发特征 |
| 2.2.3 水华暴发的影响因素 |
| 2.2.4 同位素技术在水华暴发中的应用 |
| 2.3 水华暴发过程对水体DOM的影响 |
| 2.3.1 天然水体中DOM的环境意义 |
| 2.3.2 水华暴发对水体中DOM的影响 |
| 2.4 水华暴发的控制措施 |
| 2.4.1 外源控制 |
| 2.4.2 水体修复 |
| 2.4.3 应急处置 |
| 2.4.4 调水调控 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究内容 |
| 3.2 技术路线 |
| 3.3 试剂及仪器 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 研究区域 |
| 3.4.2 采样点布设和样品采集 |
| 3.4.3 样品测试与分析 |
| 3.4.4 浮游生物样品分离及分析 |
| 3.4.5 营养状态评价 |
| 3.4.6 质量控制与数据处理 |
| 3.5 数据分析及评价模型 |
| 3.5.1 主成分分析 |
| 3.5.2 Tucker3模型 |
| 3.5.3 多元直接梯度分析 |
| 3.5.4 相关性分析 |
| 3.5.5 多元回归分析 |
| 3.5.6 BLM模型 |
| 4 海河干流水华暴发特征 |
| 4.1 海河干流水质现状 |
| 4.2 水华暴发过程中水体理化特征分析 |
| 4.2.1 海河沿程COD_(Cr)浓度变化特征 |
| 4.2.2 海河沿程N污染物浓度变化特征 |
| 4.2.3 海河沿程P污染物浓度变化特征 |
| 4.2.4 海河沿程Chla浓度变化特征 |
| 4.2.5 海河沿程DO浓度、ORP值、SAL值等变化特征 |
| 4.2.6 海河营养状态 |
| 4.2.7 水华暴发前后短期水体理化性质的变化特征 |
| 4.3 海河干流浮游植物种类组成及特征分析 |
| 4.3.1 浮游植物种类组成 |
| 4.3.2 浮游植物种类的时空变化特征 |
| 4.4 海河干流浮游植物生物量特征分析 |
| 4.4.1 浮游植物丰度的时空变化特征 |
| 4.4.2 蓝藻相对丰度的时空变化特征 |
| 4.5 海河干流浮游植物优势种分布情况 |
| 4.6 海河干流浮游植物多样性情况 |
| 4.7 小结 |
| 5 影响藻类生长的因素分析 |
| 5.1 水环境分析 |
| 5.1.1 Tucker3模型分析 |
| 5.1.2 浮游植物种群与环境因素相关性分析 |
| 5.2 藻类生长模型研究 |
| 5.2.1 TN、TP浓度与藻类生长关系模型构建 |
| 5.2.2 N/P值与藻类生长关系模型构建 |
| 5.3 Chla与水质因子回归分析 |
| 5.3.1 Chla浓度的时空分布 |
| 5.3.2 Chla浓度与水质因子的相关分析 |
| 5.3.3 多元回归分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 海河干流水华暴发与N、P的相互作用 |
| 6.1 水华暴发期间N和P的形态组成特征 |
| 6.2 水华暴发期间N的同位素组成特征 |
| 6.3 基于同位素示踪的水华暴发期间N的转化特征 |
| 6.4 水华暴发对水体中N的控制作用及贡献率 |
| 6.5 小结 |
| 7 海河干流水华暴发对水体DOM及重金属生物有效性的影响 |
| 7.1 水华暴发过程中水体理化性质及DOM变化特征 |
| 7.2 水华暴发期间DOM分子量变化特征 |
| 7.3 水华暴发期间DOM性状变化对Cu~(2+)和Zn~(2+)结合的影响 |
| 7.4 海河干流水华暴发对水体中Cu和Zn生物有效性的影响 |
| 7.4.1 水华暴发对水体中Cu和Zn的形态影响 |
| 7.4.2 水华暴发对水体中Cu和Zn的生物有效性预测 |
| 7.4.3 水华暴发对水体中Cu环境基准值的影响 |
| 7.5 小结 |
| 8 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 8.3 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 |
（3）汾河流域河水污染的地球化学示踪（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 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国内外河流常量元素研究现状 |
| 1.2.2 国内外河流微量元素研究现状 |
| 1.2.3 污染源解析技术研究现状 |
| 1.2.4 水质评价方法研究现状 |
| 1.2.5 汾河流域河水污染的研究现状 |
| 1.3 研究内容和方法 |
| 1.4 拟解决的关键问题 |
| 1.5 研究技术路线 |
| 第二章 研究区概况及样品采集分析 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品的采集及分析 |
| 2.2.1 样品的采集 |
| 2.2.2 样品的分析 |
| 2.3 同位素的富集及测试 |
| 2.3.1 实验试剂 |
| 2.3.2 硼同位素的富集 |
| 2.3.3 硼同位素的测试 |
| 2.3.4 氮、氧同位素的测试 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.4.1 污染源分析方法 |
| 2.4.2 水质评价方法 |
| 第三章 汾河流域河水水化学参数的时空变化 |
| 3.1 汾河流域河水水化学类型及控制因素 |
| 3.2 汾河流域河水中常量元素和微量元素的时空变化 |
| 3.2.1 枯水期汾河流域河水中常量元素和微量元素 |
| 3.2.2 丰水期汾河流域河水中常量元素和微量元素 |
| 3.2.3 汾河流域河水常量元素和微量元素的季节性变化 |
| 3.2.4 汾河流域河流与国内外河流部分元素含量对比 |
| 3.3 汾河流域河水同位素的时空变化 |
| 3.3.1 汾河流域河水硼同位素的时空变化 |
| 3.3.2 汾河流域河水氮同位素和氧同位素的时空变化 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 汾河流域河水溶质的地球化学分析 |
| 4.1 汾河流域河流常量元素和微量元素来源分析 |
| 4.1.1 汾河流域河水常量元素的PCA-APCS-MLR分析 |
| 4.1.2 汾河流域河水微量元素的PCA-APCS-MLR分析 |
| 4.2 汾河流域河水中污染物来源的定量分析 |
| 4.2.1 汾河流域河水中硼来源的定量分析 |
| 4.2.2 汾河流域河水中硝酸盐来源的定量分析 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 汾河流域河水的水质评价 |
| 5.1 汾河流域河水饮用水水质评价 |
| 5.2 汾河流域河水灌溉水水质评价 |
| 5.3 汾河流域河水水质对人体健康评价 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与存在的问题 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 存在的问题及展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）秦岭北麓土地利用方式变化对土壤氮素累积及损失的影响（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 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土地利用方式转变对土壤氮素累积和损失的影响 |
| 1.2.2 果树、蔬菜等园艺作物氮素投入及盈余状况 |
| 1.2.3 园艺作物系统土壤氮素累积 |
| 1.2.4 园艺作物系统土壤硝态氮淋溶损失 |
| 1.2.5 土壤硝态氮累积对地表及地下水硝酸盐含量的影响 |
| 1.2.6 水体中硝酸盐来源与识别 |
| 1.2.7 减少硝态氮累积及淋溶损失的对应措施 |
| 1.3 本研究的科学问题 |
| 第二章 选题依据和研究思路 |
| 2.1 选题依据 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.3 研究内容和技术路线 |
| 第三章 农田转变为猕猴桃园对土壤氮素盈余及硝态氮累积的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 研究方法 |
| 3.2.3 样品测定与分析 |
| 3.2.4 计算方法 |
| 3.2.5 数据分析 |
| 3.3 结果分析 |
| 3.3.1 猕猴桃园及农田氮素表观平衡及土壤氮素累积 |
| 3.3.2 坡地猕猴桃园硝态氮累积及其分布 |
| 3.3.3 流域尺度土壤剖面硝态氮含量及累积 |
| 3.3.4 流域内农田及猕猴桃园硝态氮总累积量 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 猕猴桃园及农田两种不同土地利用方式下土壤硝态氮累积量差异 |
| 3.4.2 流域土壤硝态氮累积及其空间变异性 |
| 3.4.3 土壤大量硝态氮累积对环境质量的潜在影响 |
| 3.4.4 降低猕猴桃园氮肥施用及硝态氮累积量的相应措施 |
| 3.5 结论 |
| 第四章 坡地猕猴桃园土壤水分动态变化及硝态氮淋溶损失 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区概况 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品采集与分析 |
| 4.2.4 参数选择及计算方法 |
| 4.2.5 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 雨季猕猴桃园土面水分平衡 |
| 4.3.2 猕猴桃园土壤水分含量变化 |
| 4.3.3 雨季前后猕猴桃园土壤养分含量变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 坡地果园土壤水分含量变化 |
| 4.4.2 坡地猕猴桃园土壤硝态氮淋溶损失 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 不同土地利用方式对地下水硝酸盐含量的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区概况 |
| 5.2.2 研究方法 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 结果分析 |
| 5.3.1 不同土地利用方式下地下水水化学变化 |
| 5.3.2 不同区域地下水硝酸盐含量差异 |
| 5.3.3 地下水硝酸盐δ~(15)N和δ~(18)O差异 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 不同土地利用方式下地下水离子组成差异 |
| 5.4.2 地下水硝酸盐溯源分析 |
| 5.5 结论 |
| 第六章 不同土地利用方式对地表水氮含量的影响 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 研究区域概况 |
| 6.2.2 样品采集与测定 |
| 6.2.3 数据处理及分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 俞家河水化学特征 |
| 6.3.2 俞家河不同断面干湿季节河流流量、水体总氮及无机态氮含量变化 |
| 6.3.3 俞家河不同断面干湿季节水体Cl~-浓度与NO_3~--N浓度的关系 |
| 6.3.4 水体硝态氮潜在来源的同位素组成及河流水体来源分析 |
| 6.3.5 河水硝酸盐来源分析 |
| 6.4 结论 |
| 第七章 秦岭北麓猕猴桃主产区土壤硝态氮累积及分布 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 研究区概况 |
| 7.2.2 研究方法 |
| 7.2.3 样品测定与分析 |
| 7.2.4 计算方法 |
| 7.2.5 数据处理 |
| 7.3 结果分析 |
| 7.3.1 秦岭北麓猕猴桃园及农田氮素投入状况 |
| 7.3.2 秦岭北麓猕猴桃园及农田氮素利用效率 |
| 7.3.3 农田及猕猴桃园土壤硝态氮累积量 |
| 7.3.4 秦岭北麓猕猴桃种植区土壤硝态氮累积和分布及氮素总投入 |
| 7.3.5 秦岭北麓猕猴桃种植区地下水硝酸盐含量 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 不同土地利用方式下氮素盈余、累积及分布 |
| 7.4.2 猕猴桃主产区土壤硝态氮累积的空间变异性 |
| 7.4.3 猕猴桃种植区土壤硝态氮累积量及淋溶损失风险 |
| 7.4.4 减少土壤硝态氮累积及淋溶损失的措施 |
| 7.5 结论 |
| 第八章 氮肥减量施用对猕猴桃产量、品质及土壤氮素累积的影响 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 材料方法 |
| 8.2.1 研究区概况 |
| 8.2.2 试验设计 |
| 8.2.3 样品采集 |
| 8.2.4 计算方法 |
| 8.2.5 数据处理及分析 |
| 8.3 结果分析 |
| 8.3.1 猕猴桃园不同施氮处理对果实及枝条氮含量的影响 |
| 8.3.2 不同施氮处理下猕猴桃单果重、产量及品质 |
| 8.3.3 不同施氮处理下氮肥偏生产力及果农经济效益 |
| 8.3.4 不同施氮处理下土壤硝态氮含量及累积量 |
| 8.4 讨论 |
| 8.4.1 猕猴桃园减量施氮对氮素投入及盈余的影响 |
| 8.4.2 减量施氮对硝态氮累积及环境效应的影响 |
| 8.5 结论 |
| 第九章 主要结论、创新点及需要进一步研究的主要问题 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 研究的主要创新点 |
| 9.3 建议进一步研究的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）盐湖碳酸盐硼同位素分析方法优化及其在东台吉乃尔盐湖剖面中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 硼的地球化学性质概述 |
| 1.1.1 硼的基本性质 |
| 1.1.2 硼在自然界中的分布 |
| 1.1.3 硼的地球化学循环 |
| 1.2 硼同位素的研究现状 |
| 1.2.1 硼同位素的基本性质 |
| 1.2.2 不同地质体中的δ~(11)B值 |
| 1.3 选题背景及意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 硼的提取、分离、纯化及δ~(11)B值的质谱测定方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 硼的提取、分离和纯化 |
| 2.2.1 固体样品的分解 |
| 2.2.2 硼的分离和纯化 |
| 2.3 B浓度的测定 |
| 2.4 δ~(11)B值的质谱测定方法 |
| 2.4.1 热电离质谱法(TIMS) |
| 2.4.2 电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS) |
| 2.4.3 二次离子质谱法(SIMS) |
| 第3章 不同溶剂对碳酸盐组分硼的提取及对δ~(11)B值的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 盐湖沉积物的成分分析 |
| 3.2.3 样品中的水溶性成分分离过程 |
| 3.2.4 不同溶剂对沉积物碳酸盐组分中硼的提取过程 |
| 3.2.5 沉积物硼的离子交换分离 |
| 3.2.6 沉积物δ~(11)B值的测定 |
| 3.3 不同溶剂溶解沉积物后不溶物残渣的成分分析 |
| 3.4 不同溶剂对白云石标准样品及石膏试剂的溶解实验 |
| 3.5 不同溶剂对沉积物样品Y19提取出的B含量以及δ~(11)B值 |
| 3.6 方法重复性实验 |
| 3.7 小结 |
| 第4章 络合剂及微升华法用于样品前处理过程中干扰的消除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 仪器与试剂 |
| 4.3 乙二胺四乙酸二钠用于前处理过程中沉淀的消除 |
| 4.3.1 沉积物样品硼的提取 |
| 4.3.2 离子交换过程 |
| 4.3.3 样品δ~(11)B值的测定 |
| 4.3.4 加入EDTA-2Na后 NIST SRM951 中硼的回收率 |
| 4.3.5 分离过程中硼的分馏 |
| 4.3.6 加入EDTA-2Na对天然碳酸盐沉积物硼同位素的影响 |
| 4.4 离子交换与微升华联用消除残留EDTA-2Na对硼同位素测定的影响 |
| 4.4.1 微升华实验装置及微升华过程 |
| 4.4.2 微升华对EDTA-2Na的去除效果 |
| 4.4.3 离子交换与微升华联用对NIST SRM951 硼回收率和δ~(11)B值的影响 |
| 4.4.4 离子交换与微升华联用对实际样品硼的回收率和δ~(11)B值的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 不同pH值条件下人工无镁卤水无机碳酸盐沉积实验 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验与方法 |
| 5.2.1 仪器与试剂 |
| 5.2.2 人工无镁卤水的配制 |
| 5.2.3 实验装置 |
| 5.2.4 实验过程 |
| 5.2.5 样品中硼的分离纯化 |
| 5.2.6 合成无机碳酸盐δ~(11)B值质谱测定 |
| 5.3 沉积物的成分 |
| 5.4 合成碳酸钙沉积的化学组成 |
| 5.5 合成碳酸钙的δ~(11)B值 |
| 5.6 小结 |
| 第6章 东台吉乃尔盐湖剖面中碳酸盐的δ~(11)B值 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究区概况 |
| 6.3 样品的采集 |
| 6.4 样品的前处理 |
| 6.4.1 样品的成分分析 |
| 6.4.2 样品的预处理 |
| 6.4.3 样品中硼的分离纯化 |
| 6.4.4 东台剖面碳酸盐质谱测定 |
| 6.5 东台剖面矿物组成特征 |
| 6.6 东台剖面碳酸盐的B含量及δ~(11)B值特征 |
| 6.7 东台剖面碳酸盐δ~(11)B值与其它盐度指标对东台盐湖盐度的指示 |
| 6.8 小结 |
| 第7章 结论及展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 论文的创新点、存在问题及展望 |
| 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研究成果 |
（6）淡水环境中氮污染同位素示踪的研究进展（论文提纲范文）
| 1 中国水环境氮污染分布特征 |
| 2 水环境氮污染来源分析方法 |
| 2.1 传统水化学方法 |
| 2.2 稳定氮同位素示踪法 |
| 2.3 氮氧同位素示踪法 |
| 2.4 多种同位素示踪结合水化学法 |
| 2.5 稳定同位素混合模型 |
| 3 水环境中氮迁移转化的同位素示踪 |
| 3.1 地下水氮污染迁移转化 |
| 3.2 地表水氮污染迁移转化 |
| 4 总结与展望 |
（7）松花江流域氮、磷的时空变化特征及源解析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国内流域N、P污染研究进展 |
| 1.2.2 国外流域N、P污染进展 |
| 1.2.3 N、P源解析研究进展 |
| 1.2.4 松花江流域N、P研究进展 |
| 1.3 研究意义和目标 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 研究区域环境概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 松花江流域概况 |
| 2.1.2 松花江流域环境质量状况 |
| 2.1.3 松花江流域污染物排放 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 监测断面选择和布设 |
| 2.2.2 数据收集和采样 |
| 2.2.4 实验室分析 |
| 2.2.5 数据测定及质量保证 |
| 2.3 数据分析方法 |
| 2.3.1 松花江流域水体中N、P多元统计分析 |
| 2.3.2 松花江流域N、P历史变化趋势研究方法 |
| 2.3.3 松花江流域N、P时空变化规律研究方法 |
| 2.3.4 松花江流域N、P源解析研究方法 |
| 第3章 松花江流域水质多元统计分析 |
| 3.1 松花江流域水质指标分水期相关分析 |
| 3.2 松花江流域水质指标分水期主成分分析 |
| 3.3 松花江流域水质指标分水期因子分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 松花江流域N、P时空分布特征 |
| 4.1 实验检测数据 |
| 4.2 松花江流域N、P历史变化趋势 |
| 4.3 松花江流域N、P季节变化规律 |
| 4.4 松花江流域N、P空间分布规律 |
| 4.5 松花江流域N、P分水期空间分布特征 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 松花江流域N、P源解析 |
| 5.1 硝酸盐氮、氧同位素测定值 |
| 5.2 松花江流域N的定性源解析 |
| 5.2.1 平水期N的源解析 |
| 5.2.2 枯水期N的源解析 |
| 5.2.3 丰水期N的源解析 |
| 5.3 N污染源贡献率计算 |
| 5.4 松花江流域P的源解析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（8）我国南部城市水环境特征解析与综合整治指导方案研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与研究意义 |
| 1.2 国内外城市水环境污染特征和综合整治研究进展 |
| 1.2.1 国内外城市水环境污染特征研究进展 |
| 1.2.2 国内外城市水环境污染综合整治研究进展 |
| 1.3 课题来源 |
| 1.4 研究目的和研究内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 我国南部地区城市水环境概况及污染特征解析 |
| 2.1 我国南部地区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 降雨特征概况 |
| 2.1.3 人口经济概况 |
| 2.1.4 基础设施概况 |
| 2.1.5 我国南部地区城市分类 |
| 2.2 我国南部地区城市水环境现状 |
| 2.2.1 我国南部地区城市水资源现状 |
| 2.2.2 我国南部地区城市水环境质量现状 |
| 2.2.3 我国南部地区城市水污染物排放量 |
| 2.3 我国南部地区城市水环境污染特征解析 |
| 2.3.1 我国南部地区城市河流污染时空特征 |
| 2.3.2 我国南部地区城市内湖污染时空特征 |
| 2.3.3 我国南部地区城市水环境污染时空特征解析 |
| 2.4 我国南部地区城市水环境污染关键因子识别和成因解析 |
| 2.4.1 我国南部地区城市水环境污染关键因子识别 |
| 2.4.2 我国南部地区城市水环境污染源解析 |
| 2.4.3 我国南部地区城市水环境污染问题诊断 |
| 2.5 本章小节 |
| 3 我国南部地区城市水环境综合整治指导方案 |
| 3.1 我国南部地区城市水环境综合整治指导方案编制方法 |
| 3.1.1 方案编制指导思想 |
| 3.1.2 方案目的及适用范围 |
| 3.1.3 方案编制原则与依据 |
| 3.1.4 我国南部地区城市水环境综合整治目标的确定 |
| 3.1.5 方案编制的步骤与方法 |
| 3.2 城市水环境功能区划和水环境目标的确定 |
| 3.3 城市水环境容量及污染物削减负荷分配 |
| 3.3.1 计算方法及分配模型的选取 |
| 3.3.2 水环境容量方法比选 |
| 3.3.3 污染物负荷削减分配模型比选 |
| 3.3.4 实际案例 |
| 3.4 城市水环境生态流量核算 |
| 3.4.1 生态流量核算方法选取原则 |
| 3.4.2 城市河流生态流量核算方法 |
| 3.4.3 实际案例 |
| 3.5 我国南部地区城市水环境污染控制方案 |
| 3.5.1 城市水环境综合整治点源污染控制方案 |
| 3.5.2 城市水环境综合整治面源污染控制方案 |
| 3.5.3 城市水体水质改善与提升控制方案 |
| 3.5.4 城市节水方案 |
| 3.6 我国南部地区城市水环境污染控制方案效益分析 |
| 3.6.1 经济效益分析 |
| 3.6.2 环境效益分析 |
| 3.6.3 实际案例 |
| 3.7 本章小节 |
| 4 我国南部地区城市水环境综合整治技术路线图 |
| 4.1 我国南部地区城市水环境综合整治技术路线图编制方法 |
| 4.1.1 技术路线图编制目的 |
| 4.1.2 技术路线图编制原则与依据 |
| 4.1.3 技术路线图编制方法 |
| 4.2 我国南部地区城市水环境综合整治技术路线图制定方法研究 |
| 4.2.1 我国南部地区城市水环境综合整治时间轴的确立 |
| 4.2.2 我国南部地区城市水环境综合整治需求和战略任务分析 |
| 4.2.3 我国南部地区城市水环境综合整治未来技术发展重点 |
| 4.3 我国南部地区城市水环境综合整治技术路线图 |
| 4.4 本章小节 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 副导师简介 |
| 致谢 |
（9）水闸对河水—地下水交互特征的影响与数值模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 河水-地下水补排关系与补给量研究 |
| 1.2.2 河水-地下水交互带的水化学特征研究 |
| 1.2.3 河水-地下水交互的数值模拟研究 |
| 1.2.4 目前研究中存在的主要问题 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 自然地理 |
| 2.1.1 流域概况 |
| 2.1.2 气候气象 |
| 2.2 地层结构与含水层属性 |
| 2.2.1 地层结构 |
| 2.2.2 含水层系统 |
| 2.2.3 地下水补径排关系 |
| 2.3 监测井布设与采样 |
| 2.4 水样测定及分析方法 |
| 2.4.1 水化学测定 |
| 2.4.2 氢氧同位素测定 |
| 2.4.3 分析方法 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 水闸河段河水-地下水补排关系分析 |
| 3.1 河水与地下水的历史水位数据分析 |
| 3.2 基于达西定律的不同河段河水入渗速率估算 |
| 3.3 基于氢氧同位素的不同河段河水补给率计算 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 水闸河段河水-地下水水化学及污染物分析 |
| 4.1 水闸河段河水-地下水水化学组成与演化 |
| 4.2 水闸河段河水-地下水水化学类型的主导机制 |
| 4.3 水闸河段河水-地下水水化学与理化指标相关性分析 |
| 4.4 河水-地下水中氨氮、铜特征分析 |
| 4.5 河水-地下水中铁、锰特征分析 |
| 4.6 水闸河段河水-地下水污染物输入通量 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 地下水数值模型及分析 |
| 5.1 水文地质概念模型 |
| 5.1.1 模拟范围 |
| 5.1.2 模型结构概化 |
| 5.2 地下水流模拟 |
| 5.2.1 控制方程 |
| 5.2.2 时间离散 |
| 5.2.3 数学模型求解与灵敏度分析 |
| 5.3 模型识别与验证 |
| 5.4 模型运行结果与分析 |
| 5.5 溶质运移模型 |
| 5.5.1 污染物运移模型 |
| 5.5.2 应力期 |
| 5.6 模型结果与分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 结论、创新点与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）长三角低山丘陵区典型水库水源地面源污染发生机制与特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 国内外研究现状及发展趋势 |
| 1.2 研究目标及主要研究内容 |
| 1.2.1 拟解决的科学问题和研究目标 |
| 1.2.2 主要研究内容 |
| 1.3 技术路线 |
| 2 毛竹林覆盖下水源地水文过程与污染物空间分异 |
| 2.1 研究方法 |
| 2.1.1 研究区域 |
| 2.1.2 样地选择与样品采集 |
| 2.1.3 样品分析 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 毛竹林林地降雨特征 |
| 2.2.2 毛竹林不同空间层次水量变化特征 |
| 2.2.3 不同空间层次的水量变化与降雨量的关系 |
| 2.2.4 林下枯落物储量、持水和失水特征 |
| 2.2.5 不同空间层次降雨p H值的空间变化 |
| 2.2.6 TN时空分异规律 |
| 2.2.7 TP时空分异规律 |
| 2.2.8 COD_(Mn)时空分异规律 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 结论 |
| 3 毛竹林覆盖下土壤特性与径流水质的耦合效应 |
| 3.1 试验方法 |
| 3.1.1 研究区域 |
| 3.1.2 样品采集与测定 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 毛竹林覆盖下土壤理化性质 |
| 3.2.2 土壤酶活性 |
| 3.2.3 土壤因子相关性分析 |
| 3.2.4 地表径流污染物变化特征 |
| 3.2.5 地表径流主要污染指标的相关性分析 |
| 3.2.6 地表径流中污染物负荷 |
| 3.2.7 土壤因子对径流水质的响应 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 结论 |
| 4 水库集水区径流沟污染物迁移转化 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 试验样点设置 |
| 4.1.2 水样采集方法 |
| 4.1.3 水样指标测定 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 降雨对径流沟内水质TN空间分布的影响 |
| 4.2.2 不同降雨强度对TN空间分布的影响 |
| 4.2.3 降雨对COD_(Mn)空间分布的影响 |
| 4.2.4 不同降雨强度对COD_(Mn)空间分布的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 结论 |
| 5 集水区径流沟对污染物的拦截机制 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 样点设置及采样 |
| 5.1.2 样品分析 |
| 5.1.3 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 径流沟面源污染与降雨特性的关系 |
| 5.2.2 径流沟土壤理化性质 |
| 5.2.3 径流沟土壤酶活性 |
| 5.2.4 土壤理化性质与土壤酶活性相关性分析 |
| 5.2.5 土壤主要理化指标、土壤酶活性空间分布特征 |
| 5.2.6 径流沟降雨前水质特征 |
| 5.2.7 径流沟降雨后水质特征 |
| 5.2.8 径流沟水质指标相关性分析 |
| 5.2.9 径流沟水质对土壤因子的响应 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 结论 |
| 6 基于PCA-APCS-MLR模型的入库径流污染源定量解析 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 样地设置 |
| 6.1.2 水样采集与分析 |
| 6.1.3 污染源分析模型概述 |
| 6.1.4 数据分析 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 赋石水库水化学性质 |
| 6.2.2 水质参数的相关性 |
| 6.2.3 水库水污染源解析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 结论 |
| 7 赋石水库入库径流硝酸盐来源追踪 |
| 7.1 研究方法 |
| 7.1.1 样品分析 |
| 7.1.2 数据处理 |
| 7.1.3 同位素源解析模型(SIAR) |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 硝酸盐来源识别 |
| 7.2.2 水库入库径流硝酸盐同位素特征 |
| 7.2.3 硝酸盐来源贡献率计算 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 结论 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.1.1 毛竹林覆盖下水源地氮磷迁移的时空分异规律及迁移机制 |
| 8.1.2 集水区径流沟水体污染物迁移特征及拦截机制 |
| 8.1.3 水库污染源定量解析 |
| 8.2 赋石水库水源地面源污染发生机制与特征 |
| 8.3 创新点 |
| 8.4 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间的学术研究 |
| 致谢 |
四、硼及其同位素对水体污染物的示踪研究（论文参考文献）
- [1]稳定同位素示踪鄱阳湖边缘湖蚌湖氮素来源[D]. 伍作亭. 东华理工大学, 2021
- [2]海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响[D]. 李安定. 北京科技大学, 2021(08)
- [3]汾河流域河水污染的地球化学示踪[D]. 柴宁磐. 长安大学, 2021
- [4]秦岭北麓土地利用方式变化对土壤氮素累积及损失的影响[D]. 高晶波. 西北农林科技大学, 2020
- [5]盐湖碳酸盐硼同位素分析方法优化及其在东台吉乃尔盐湖剖面中的应用[D]. 杨剑. 中国科学院大学(中国科学院青海盐湖研究所), 2020(04)
- [6]淡水环境中氮污染同位素示踪的研究进展[J]. 孙亚乔,王晓冬,校康,段磊,吕梓昊. 生态环境学报, 2020(08)
- [7]松花江流域氮、磷的时空变化特征及源解析研究[D]. 叶匡旻. 中国环境科学研究院, 2020(05)
- [8]我国南部城市水环境特征解析与综合整治指导方案研究[D]. 刘学. 北京林业大学, 2020(03)
- [9]水闸对河水—地下水交互特征的影响与数值模拟研究[D]. 刘昶. 南昌大学, 2020(01)
- [10]长三角低山丘陵区典型水库水源地面源污染发生机制与特征[D]. 孙士咏. 中国林业科学研究院, 2020(01)