一、小安溪河流域污水灌区重金属的污染特征（论文文献综述）
王越[1]（2020）在《乐安河流域土壤重金属污染评价及影响因素分析》文中提出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。
杜泽坤[2]（2020）在《陕西主要麦区土壤重金属空间分布特征及其源解析》文中研究说明土壤环境质量关系国计民生,根据2014年环保部和国土资源部联合发布的《全国土壤污染状况调查公报》,我国耕地土壤点位超标率为19.4%,其中轻微、轻度、中度和重度超标点位比例分别为13.7%、2.8%、1.8%和1.1%。小麦是我国第三大作物,也是北方人的主食,因此查明小麦种植区土壤重金属污染现状、解析其来源对粮食安全乃至保护人体健康至关重要。陕西是中国重要的小麦产区,也是小麦种植历史最悠久的地区之一,因此,本研究选取陕西主要麦区土壤为研究对象,采集包括渭北旱塬、关中灌区的32个区市县共计521个土壤样品,对其8种重金属元素（Cd、Cu、Pb、Zn、Cr、Ni、Hg、As）含量进行了分析测定,运用内梅罗综合污染指数、潜在生态危害指数、地积累指数进行污染评价,并运用聚类分析、主成分分析进行源解析,旨在查明陕西主要麦区土壤环境质量现状为土地分级利用管理提供参考依据。得到的主要结果如下:1.陕西主要麦区521个土壤样品中8种重金属平均含量分别为Cd（0.19mg/kg）、Cu（28.73 mg/kg）、Pb（32.22 mg/kg）、Zn（83.50 mg/kg）、Cr（62.67mg/kg）、Ni（43.29 mg/kg）、Hg（0.12 mg/kg）和As（15.52 mg/kg）,其均低于《土壤环境质量—农用地土壤污染风险管控标准》（GB 15618-2018）中的风险筛选值,说明该地区麦田土壤目前尚不存在污染,但与关中地区土壤背景值相比,以上八种重金属的富集率依次为61.02%、22.26%、97.67%、26.90%、0.32%、41.93%、39.54%和22.21%,其中以Cd、Pb富集程度最高,说明该地区存在不同程度的重金属富集现象。陕西主要麦区土壤重金属含量呈现东北部和中南部偏高,西部偏低的分布特征,重金属高含量点位主要集中于耀州区、合阳县、澄城县、白水县、富平县、临渭区、阎良区、高陵区、鄠邑区、蓝田县、长安区和泾阳县。2.重金属污染具有较长潜伏期,同时受人类活动影响明显,因此本研究分别从现状、影响和未来风险三方面综合评价。内梅罗综合污染指数法评价表明,陕西主要麦区有6.33%的土壤样点（共计33个）呈轻微污染水平,污染样点中Cd、Pb是单项污染指数最高的重金属元素。潜在生态危害指数法评价表明,该地区土壤有20.92%的样点（共计109个）存在中等污染风险。地积累指数法评价表明,该地区土壤样品中Pb、Cd、Ni、Hg、Zn、Cu、As的污染率分别为80.61%、63.34%、32.44%、25.73%、5.38%、0.58%、0.39%,为无污染至中度污染,其中Cd、Pb受人类活动影响最大。3.结合当地的农业生产和工业排放资料,利用聚类分析和主成分分析得出陕西主要麦区土壤重金属主要来源化肥滥用、有机肥污染、农药污染、灌溉水污染和大气沉降五个方面。该地区东北部是陕西省重要的煤矿产地,年沉降量位列陕西省第二位,开采过程释放的重金属会随降尘进入土壤,同时流经矿区的灌溉水源也是引发土壤重金属富集的成因。该地区中部是陕西省重要的农产区,农户为追求高利益造成化肥使用不合理、有机肥和农药污染是这些地区土壤重金属的主要来源。同时处于交通枢纽的地理位置,也存在轮胎磨损、尾气排放等沉降污染源。该地区区南部矿产丰富,是陕西省重要的工业区,这些地区土壤重金属富集与工业排放造成的沉降污染相关。综上所述,陕西主要麦区土壤目前尚不存在污染现象,但存在潜在风险。Cd、Pb是富集最明显的元素,化肥滥用、有机肥污染、农药污染、灌溉水污染和大气沉降是陕西主要麦区土壤重金属的主要来源,建议在发展生产的同时要兼顾土壤环境质量的管理。
黄程[3]（2018）在《山地城市典型水域饮用水水源地保护区划分方法与布局研究 ——以重庆市为例》文中研究说明重庆市属典型的山地城市,地表水资源相对贫乏,且时空分布不均,地下水资源甚少。在不考虑长江、嘉陵江过境水资源的情形下,水资源短缺程度总体为中度缺水,短缺类型总体为工程型。全市现有地表水型集中式饮用水水源地1200多个,约占全市集中式饮用水水源地总数的85%,分布于三峡库区长江、嘉陵江、乌江干流及其次级支流上。据最新水源地环境状况调查评估结果,全市集中式饮用水水源地安全保障总体较好,但部分水源地的水量和水质仍不能满足《集中式饮用水水源地规范化建设环境保护技术要求》（HJ 773）。三峡水库是典型的河道型水库,重庆主城区处于其变动回水区。在正常蓄水高水位175m运行时,库区重庆江津花红堡下游江段均处于回水顶托状态;在消落期通航限制水位155m运行时,库区重庆果园港区以下江段处于回水顶托状态;在汛期防洪限制水位145m运行时,库区长寿长江黄草峡以下江段处于常年回水状态。长江、嘉陵江重庆主城区江段在155m及以下蓄水位时仍处于天然河流状态。因此,长江、嘉陵江及其一级支流变动回水段的主要水动力特征（河床糙率、水位和流量）和污染物特征（水平扩散系数、降解系数和浓度）的初始条件都不可避免的受到三峡水库不同水位运行调度的周期性影响。三峡工程在175m高水位运行时,库区大水深、低流速、污染物横向扩散明显;145m汛期防洪限制水位运行时,库区水深小、流速高、污染物横向扩散相对较弱;155m消落期通航限制水位和其余3种过渡期运行水位（枯水期供水、汛前腾库和汛末蓄水）的水文水质演变过程均处于其包络图范围内。此外,重庆市境内有流域面积大于50 km2的山地河流510条,大量穿城而过的河流已成为沿岸城镇饮用水水源地取水、工农业生产、景观旅游等活动的重要载体,且城市化进程的加快和水生态环境保护规划相对滞后的矛盾日益凸显,部分城市河段的水生态环境急剧恶化甚至逐步演变为黑臭水体。然而,用《饮用水水源保护区划分技术规范》（HJ 338）推荐的解析解模型计算后划分的保护区无法满足山地城市集中式饮用水水源地保护区随三峡水库不同蓄水位动态变化的特殊需求,依法划定的水源地保护区面临过度保护或保护不足的困境。因此,遴选已经国内外广泛验证可靠的水环境模型,研究其不同水位条件下河床糙率、水平扩散系数和主要污染物降解系数等核心参数的确定方法,应用于识别库区非点源和点源污染负荷的关键区域和流域,科学合理的布局饮用水水源地并划分保护区,已成为环境监管急需优先解决的技术难题。采用实测的水文和水质数据对丹麦水利研究所开发的MIKE 11、MIKE21水环境模型和清华大学水利水电工程系改进的深度平均二维模型率定和验证,对其核心参数本地化后应用于典型水域小流域型（梁滩河流域）、大江大河型（长江、嘉陵江重庆主城区江段）和河道型水库（三峡水库长寿经开区江段）的集中式饮用水源保护区划分技术研究。应用SWAT非点源模型对三峡水库不同蓄水位时40条一级支流流域内的非点源污染负荷的关键区域和流域进行识别,结合历年来三峡库区长江重庆段典型排污口污染带水文水质同步跟踪监测成果,对其点源负荷的影响范围和程度进行识别,从三峡库区水污染防治重点区域和重点流域两个层次分别提出了饮用水水源地优化布局新方案。三峡水库不同蓄水位运行期间的上游来水背景水质、入江排污口和支流入江口污染负荷及其所处位置等都会对库区长江干支流回水段水质产生影响。综合运用MIKE11、MIKE21、深度平均二维水环境数学模型数值模拟方法和科学实验研究方法,结合三峡库区典型污口污染带水文水质同步监测成果和SWAT模型大尺度非点源数值模拟计算成果,识别出三峡库区各类污染负荷影响的关键区域和流域的河段分布,其成果可供环境管理部门在开展山地城市集中式饮用水水源地优化布局和保护区划分时决策参考。应用本地化数学模型引领辅助决策,提出的大江大河模型大水深水体的河床糙率、水位初始条件、污染物水平扩散系数、污染物降解系数初始赋值等核心参数的初始值赋值方法是论文的主要创新点。对三峡水库不同蓄水位运行期间的河床糙率、水位参数、污染物水平扩散系数、降解系数等水文水质模型核心参数的初始值空间分布方法进行了应用研究,形成的可复制推广的本地化水文水质模型参数,为三峡库区山地城市河流型饮用水水源地保护区科学划分提供了科学的实用方法。根据河道型水库的河床高程在纵向、横向的空间差异性和不同蓄水位时水力停留时间的细微差别,采用EXCEL宏文件编程计算方法,代入模型计算域不同高程点的经验值,经迭代试算、参数率定和模型验证等复杂分析计算过程,将不同高程点分别赋予经验证可靠的计算域河床糙率、水位、污染物水平扩散系数和降解系数初始值。同时,采用Data Manager和Mesh generate工具软件分别生成其计算域的空间散点分布和空间连续分布初始值,获得了大水深大尺度水体河床糙率、水位、污染物水平扩散系数和降解系数的面文件赋值方法。将上述方法获得的4个参数的面文件应用于三峡库区重庆主城区江段典型水域的水文水质变化趋势预测,其模拟误差均降低了约15个百分点。
童丽颖[4]（2018）在《东阳江流域土壤重金属污染研究》文中研究表明重金属随着工业污染物排放、农业生产活动中农药化肥的大量使用、农村生活污染物的随意倾泻,进入土壤,并在土壤中迁移、富集。重金属在土壤中迁移流动速度缓慢,大多数重金属会在土壤中富集,导致土壤污染日益加剧。本文基于东阳江流域4295个表层土壤重金属样点数据和东阳江流域土地利用类型遥感数据,借助GIS、地统计分析和污染评价指数法,揭示砷（As）、汞（Hg）、铬（Cr）、铜（Cu）、铅（Pb）、镉（Cd）、镍（Ni）和锌（Zn）8种表层土壤重金属的污染特征、空间分布格局并探讨土壤重金属污染物的主要来源。分析结果表明:（1）从空间水平分布上看,东阳江流域中西部地区土壤重金属含量均较高,从垂直分布规律来看,除了 Zn以外总体呈现随着高度增加而减少的趋势,海拔200米～400米局部地区的赤岸镇、佛堂镇、横店镇、稠江街道以及歌山镇有土壤重金属超标值分布,对比分区上看超标值大部分分布在义乌市,只有少数分布在东阳市。流域内土壤重金属等级分布均以一二级为主。（2）流域内土壤重金属含量的空间相关性在中等程度以上,拟合的半方差模型中所有重金属元素的块金系数均没有超过75%,只有Cd、Pb和As三种土壤重金属的块金系数高于39%。（3）As、Hg、Cr、Cu、Pb、Cd、Ni和Zn的平均值都在国家二级标准范围内,但最大值都超过了国家二级标准的2.27～12.84倍。土壤重金属元素Cd的变异系数大于1为强变异性,除了 Cd其余重金属均属于中等变异性。8种重金属的变异系数大小的顺序:Cd>Ni>Cr>Hg>As>Pb>Cu>Zn。（4）单因子指数和内梅罗综合指数评价结果表明,流域内总体污染程度不高,所有重金属中Cd大部分为轻、中度污染区,Hg轻度污染区较多,其他重金属都是以清洁为主。地累积指数指数和潜在生态风险评价法结果显示,东阳江流域内土壤重金属的污染程度并没有完全一致。即在分析东阳江流域土壤重金属污染时侧重点不同,污染评价结果也会有出入,但三种评价结果都表明重金属Cd的土壤污染程度较高。（5）在东阳江流域内土壤重金属含量的分布受到了土地利用类型影响,由此可以大致分析得出土壤污染物的主要来源。旱地、水田、居住地以及交通用地中的景观格局指数与多种重金属的污染程度有较为明显的相关性,农业、生活污染以及交通运输均是造成土壤污染的因素。综上所述并结合东阳江流域生态健康报告和实地勘探发现,东阳江流域土壤重金属污染区主要分布在义乌的北苑街道、稠江街道、佛堂街镇、赤岸镇以及稠城街道;主要是化肥农药施用量大,生活污染源（城镇与农村）排放量大,交通运输业的发展和工矿企业多、工业污染总量大等因素所造成。
王秀[5]（2017）在《南淝河水—沉积物重金属分布特征及环境评价》文中认为本文为系统研究南淝河的重金属污染状况,分别于丰水期、平水期和枯水期对南淝河水和沉积物进行采样,分析了南淝河水和沉积物重金属的时空分布特征。主要对水和沉积物等环境介质的重金属总量和赋存形态特征进行了讨论,并依据单因子水质标识指数评价法和改进后的模糊综合污染指数评价法对南淝河水中重金属进行了污染评价,依据地累积指数法和潜在生态风险指数法对南淝河沉积物重金属总量进行了污染评价,结合P值风险评价法和风险评估指数法对南淝河沉积物重金属赋存形态进行了风险评估,依据数学方法结合SPSS软件,对南淝河重金属进行了污染溯源。研究结果表明:（1）水中各元素在不同水文时期含量变化情况基本一致,重金属污染程度表现为丰水期<平水期<枯水期。（2）南淝河沉积物中各重金属含量差异较大,同一元素在不同水文时期的含量差异较小。五种元素均存在超标情况,Cd超标情况最严重。各元素均以残渣态为主要赋存形态,从残渣态所占比例上看,As元素的活性最小,Cd元素活性最大。（3）单因子水质标识指数评价法和改进后的模糊综合评价法评价结果显示Cd污染程度最高,Pb的污染程度仅次于Cd。地累积指数评价结果显示各采样点污染程度在清洁到轻度污染之间,五种元素中Cd元素污染程度最高。潜在生态风险指数评价结果显示各采样点均属于中度生态危害水平,五种元素中仅Cd元素风险较大。P值风险评价和风险评估指数法评价结果均显示仅Cd元素风险水平较高。因此Cd是五种重金属元素中的主要污染因子。（4）结合水和沉积物的重金属主成分分析结果可知,南淝河的主要重金属污染来源是流域内的农药化肥、机械制造和电镀行业的废水以及河道的行船。
张军[6]（2017）在《乐安河洪泛区土壤—蔬菜重金属污染特征及风险评价》文中研究表明土壤环境是人类生存的重要基础,土壤安全对人类安全来说至关重要。重金属可以通过多种途径进入土壤,通过富集作用进入蔬菜体内,造成蔬菜发育不良和减产同时人类食用受污染的蔬菜健康会受到严重威胁。本文选取受重金属污染的乐安河洪泛区村落菜地土壤和蔬菜为研究对象,共选取了9个典型村庄的蔬菜地,采集土壤和蔬菜样品,实验测定6种重金属（Cu、Cr、Zn、Pb、Cd、As）的总量和形态,分析土壤重金属总量和形态空间分布特征和蔬菜的富集能力、蔬菜的综合污染指数。主要结论有:（1）研究区域村落菜地土壤中Cu、Cr、Zn、Pb、Cd、As总量的变化区间为30.592700.78mg/kg,60.12350.24mg/kg,51.293600.19mg/kg,70.261400.22mg/kg,5.3485.25mg/kg,3.21261.21mg/kg,6种重金属的含量均高于鄱阳湖流域背景值,Cu、Zn、Pb总量的高值均出现在戴村,Cr总量高值出现在刘三村,Cd总量高值出现在中垴村,As总量高值出现在虎山湾。利用反距离权重插值法对研究区域内重金属总量的空间分布特征进行直观的表示,结果表明,不同重金属在不同村落菜地分布差异性较大,污染程度也不同,从形态来说,不同重金属的形态在菜地土壤中差异性较大,同一重金属的不同形态的分布规律也不尽相同,表现出较大的差异性。（2）运用单因子污染指数法、内梅罗综合指数法、地质累积指数法、潜在生态风险指数法对研究区域内村庄菜地土壤进行评价,结果表明,戴村Cu、Zn、Pb处于强污染状态,Cr、As、Cd处于中强污染状态,潜在生态风险指数法表明戴村的菜地土壤受到强污染,具有较大的生态危害性。洺口的菜地土壤用这四种评价方法得到的结果一致,表明该区域处于严重污染状态。兰坑村的菜地土壤Cu、Pb为中度污染,Cr、Cd、As为轻度污染状态;潜在生态指数法表明该区域处于较轻生态危害状态。刘三村处于较低生态危害级别,生态威胁性较低。韩家村Cu、Pb、Zn为中度污染,As、Cd为轻度污染,潜在生态危害指数法表明该村的的生态危害性较低。中垴村处于中等生态危害级别。刘家山、叶家村、虎山湾的污染程度为中等污染水平,从整体上看,研究区域污染较为严重,生态危害性较高。（3）对研究区域的蔬菜重金属空间分布特征进行分析,结果表明,不同重金属在不同蔬菜中的含量呈现出差异性,整体来看,Cu在整个研究区域的白菜中含量相对较高,萝卜和大蒜的含量差异性不大,菠菜和辣椒的差异性性较小。Cr的含量在整个研究区域的含量相对较低,萝卜和大蒜中Cr的相对于白菜、菠菜和辣椒的含量要高。Zn含量在不同村落的含量均较高,并且白菜、萝卜、大蒜、菠菜的含量要比辣椒要高很多。Pb的含量要比Zn的含量要低,并且每种蔬菜中Pb的含量也不尽相同。Cd和As在整个研究区域的含量较低。（4）对白菜、萝卜、大蒜、菠菜、辣椒这五种蔬菜对重金属的富集能力研究发现Cu的富集能力最强,每一种蔬菜对重金属的富集能力也不相同。综合污染指数表明白菜的综合污染指数最高,表明白菜受污染最严重。总体上看五种蔬菜对重金属都有一定的富集能力。
徐兰[7]（2015）在《洋河流域不同土地利用方式对土壤重金属污染的影响机制研究》文中认为洋河流域地处我国北方农牧交错带,既是北京市的水源保护地,又是河流沿线诸多县市的主要工农业用水水源。改革开放以来,洋河流域水体发生过严重的重金属污染,导致官厅水库一度停止为北京市供水。目前的诸多研究主要侧重于流域水体,忽略了流域作为一个复杂有机整体中不同土地利用类型土壤的重金属污染及其影响机制。本文根据1990-2013年间洋河流域土地利用及其变化状况,严格设置了野外土壤采样点图,通过多种实验手段测定不同土地利用方式及其变化下的土壤理化性质和重金属含量,并且计算距离土壤样点的相关距离指数等,运用ArcGIS、SPSS、Excel和Minitab等软件,利用地统计学的空间变异函数和克里格插值方法,主要研究了洋河流域不同土地利用方式及不同利用时间下土壤重金属Cd、Cr、Ni、As、Zn、Pb和Cu的污染特征以及空间分布情况,并且运用相关分析法探索了土壤重金属污染的可能来源。得出的结论主要有：（1）1990-2013年间,洋河流域耕地面积先增后减,林地和未利用地面积先减后增,草地面积持续减少,城乡用地和工矿用地面积持续增加,其中工矿用地增加速度最快。城乡用地、工矿用地、耕地、林地和草地土地利用类型之间的空间转换比较频繁,主要发生在流域上游的兴和县、阳高县、天镇县以及中下游的张家口市、宣化县和怀来县。（2）高浓度的重金属含量土壤主要分布在工农业较发达的河流中下游的万全县-张家口市-宣化县-怀来县以及兴和县、阳高县和天镇县的交界处,这些区域也是洋河流域土地利用变化最为频繁的区域。其中,Cd空间分布连续性较强,呈现出东南方向的以宣化县为中心向周边逐渐递减的趋势,有明显的西北-东南方向性特征。Cr、Ni主要集中在兴和县、天镇县与阳高县的交界处和尚义县、万全县的部分地区,整体污染程度较轻微。Zn主要分布在研究区的东南地区,其次是兴和县、阳高县和天镇县的大部分地区。As的相对高值区（8.6-15mg/kg）主要出现在阳高县南部、兴和县和尚义县的交界处以及尚义县的北部地区,上游污染较中下游污染严重。Pb的高值区（59.2-436.5 mg/kg）主要分布在怀安县东部和宣化县西部的交接地区、怀来县的东北部地区。Cu含量的高值区（31.5-56.6mg/kg）主要出现在兴和县、阳高县和天镇县的交界处。（3）耕地土壤重金属元素有较强的空间变异性,重金属污染程度从高到低排序为Cd>Cr>Ni>Pb>As>Cu>Zn。其中,Cd与临近距离指数有极显着相关性,其主要污染源可能是污水灌溉和大气沉降,受人为活动影响较大,Cr、Ni含量主要受成土母质过程控制,Pb总体含量虽未超标,但存在局部污染现象。林地土壤空间变异性较弱,总体污染程度较轻,超标率最高的仍是Cd、 Cr和Ni,但是除Ni、As和Cu属于轻微污染以外,其余元素均有较大程度的局部污染,可能存在局部人为活动影响。草地土壤重金属污染程度从大到小可以排序为Cd>As>Pb>Cu>Cr,不存在Zn和Ni的污染。城乡用地土壤中重金属污染水平由高到低为Cd>Cu>As>Pb>Ni>Cr>Zn。由于工矿企业周围土壤重金属强烈聚集区在排污口附近,造成大量Cd和Pb的累积,导致工矿用地土壤中重金属超标率从高到低排序为Cd>Cu>Pb>As>Cr>Ni>Zn。综合比较不同土地利用方式土壤重金属的污染情况可以发现：耕地污染最为严重,其次是工矿用地和城乡用地,林地和草地污染程度最轻。（4）耕地的长期使用（大于20年）更容易导致重金属Cd的累积,属于中度污染,其次是重金属Cr和Ni出现轻微污染。20年间（1990-2013年）和10年间（2000-2013年）由林地和草地转入为耕地的土壤重金属Cd、Cr、Ni、As和Pb整体属于轻微污染,其余的无污染。长期使用的林地土壤Cd、Cr、Ni、Zn、As、Pb和Cu基本无污染,但是20年间由其耕地、草地转入为林地的土壤中Cr、Ni、Zn、Pb和Cu的含量高于10年间转入为林地的土壤。城乡用地中土壤7种重金属的污染水平由高到低分别是：长期使用>10年间转入>20年间转入,说明城乡用地使用时间越长越容易导致重金属积累。工矿用地土壤Cd、Cr、Zn、As和Pb随着使用时间的增加污染越严重,而Ni和Cu则相反趋势。
王森[8]（2014）在《矿区下游土壤典型重金属的积累规律研究》文中提出农业土壤重金属污染的程度与范围日趋严重,已成为当今世界粮食安全面临的主要环境问题之一,越来越受到环境和土壤科学研究者的关注。我国矿床种类复杂,分布较为广泛,矿产资源开发活动是导致我国矿区下游大气、土壤、地下水重金属污染的主要原因。为了解绍兴市代表性矿区周围农田土壤的污染状况及空间分布特点,本研究选择漓渚铁矿、平水铜矿和东关银山畈铅锌矿等3个矿区下游农区,采样分析了土壤及其农产品、地表水中重金属Zn、Pb、Cd、As、Hg、Cr)含量、分布特点及土壤重金属污染风险,目的是为矿区附近土壤合理利用与污染修复提供基础依据。研究获得以下主要结果。1、研究的3个矿区下游农田土壤普遍存在重金属的污染。重金属污染程度随距离矿区距离增加而下降,以表层土壤的变化最为明显;随距离变化最为明显的是Cu、Zn、Pb和As,其次为Cd,而Hg和Cr随距离的变化相对较小。重金属Cd和Cu在土壤剖面中的垂直迁移相对较为明显,而Pb的垂直迁移相对较弱。2、Nemerow综合污染指数法的评价结果表明,漓渚铁矿矿区下游农田土壤综合指数平均为1.07,有一定比例的土壤污染程度已达到轻度至中度污染水平；平水铜矿矿区下游土壤重金属综合指数平均为2.92,多数土壤样品的重金属污染程度属于轻度以上;东关银山畈铅锌矿矿区下游土壤重金属综合指数平均为20.23,属于重度污染。3、各矿区下游农田土壤重金属污染种类有明显的差异。漓渚铁矿矿区下游土壤主要为Cd和Zn的污染；平水铜矿矿区下游土壤主要为Cu、Cd和Zn污染；而东关银山畈铅锌矿矿区下游土壤主要为Pb和As污染,与各矿区矿床种类不同有关。3个矿区下游农田土壤中Cr和Hg的含量相对较低,污染不明显。4、对农产品及地表水的分析表明,研究区部分农田生产的农产品重金属超标,已不适合种植食用性农作物;部分地表水体也存在重金属的污染问题。5、研究认为应针对土壤污染的实际情况,在加大力度做好矿区环保措施的前提下,采用土地利用方式调整及污染土壤治理相结合,来保证矿区下游农产品的安全。对污染严重的土地,应调整利用方式,种植非粮食性作物；对于污染较轻的农田可采用农业措施与化学措施相结合的方法,改良土壤。
刘琼峰[9]（2013）在《长沙城郊农田土壤铅镉的空间变异、影响因素与评价研究》文中进行了进一步梳理城郊区在来自工业、农业、交通以及城市生活多重环境压力下,农田土壤重金属污染等环境质量恶化问题尤为复杂和严峻。城郊区农田土壤重金属的空间变异特征、影响因素、现状评价与风险评价研究是防控该区域农田土壤重金属污染生态风险的必要途径。本文以长沙城郊农田土壤重金属Pb、Cd为例开展相关研究。根据长沙市流域的分布情况,采集长沙城郊区近郊、中郊、远郊18个乡镇513个农田土壤样点,测定了农田土壤重金属Pb、Cd的含量及主要土壤理化性状指标（pH值、有机质、碱解氮、有效磷、速效钾、缓效钾）；以长沙市土地利用现状图为基础,在GIS平台下获取了土壤采样点的区位特征数据（土壤采样点离城镇的距离、离工矿建设用地的距离、离河流的距离、离农村居民点的距离）。采用ArcGIS缓冲分析、空间自相关分析和地统计分析模型等研究了长沙城郊农田土壤Pb、Cd的空间变异特征。采用传统回归模型（Ordinary least squares OLS）和地理加权回归模型（Geographically weighted regression GWR）分析比较了土壤Pb, Cd含量与影响因素（土壤理化特性、土壤区位特征）间的相关关系。运用单因子污染指数法对土壤Pb、Cd的质量状况进行了现状评价;采用Hakanson潜在生态危害指数法对农田土壤Pb、Cd进行了潜在生态风险评价；运用模糊综合评价法和层次分析法从农田土壤重金属Pb、Cd的含量、土壤理化特性、土壤区位特征三个方面选取评价指标,建立农田土壤重金属Pb、Cd的生态风险评价模型,对长沙城郊农田土壤Pb、Cd的生态风险进行分级和分区。长沙城郊农田土壤Pb、Cd含量大部分处于Ⅰ级水平（背景状况）,但两种元素均存在不同程度的累积,尤其是Cd的累积程度更为突出。土壤Pb、Cd的平均含量在20km以内、20-40km、40-60km的缓冲区由近至远均呈下降趋势,表明城市人类活动在一定空间距离内对城郊区农田土壤Pb、Cd含量有较大影响；土壤Pb、Cd在较大范围内存在空间相关性,Pb和Cd的空间变异是由结构性因素和随机性因素共同作用引起的。土壤Pb、Cd的OLS模型和GWR模型估计结果表明,土壤Pb与Cd含量呈极显着正相关；土壤pH值、有机质、氮磷含量与土壤Pb、Cd含量的相关性显着；离城镇、河流、工矿建设用地的距离对于城郊农田土壤Pb、Cd含量也有一定影响,Pb、Cd的GWR模型拟合度较OLS模型高,残差不存在空间自相关,GWR模型在每个不同空间位置的采样点都有一组局部的参数估计来反映各影响因子与土壤Pb、Cd含量的相关程度,能更好地解释土壤Pb、Cd与影响因素变量的空间异质性。Pb、Cd的单项累积指数和潜在生态危害系数均呈现出近郊>远郊>中郊的趋势,各区域土壤Cd的潜在生态危害趋势较土壤Pb更明显,城市近郊南北方向区域及远郊局部工矿聚集区是农田土壤Pb、Cd的累积程度和污染风险较高的区域。运用模糊综合评价法建立农田土壤Pb、Cd的生态风险评价模型,根据生态风险指数值（ERI）将生态风险等级划分为四级（Ⅰ级ERI>0.70、Ⅱ级0.6<ERI≤0.70、Ⅲ级0.4<ERI≤0.60、Ⅳ级ERI<0.40）,22.9%的土壤样点生态风险指数为Ⅲ级和Ⅳ级水平,具有较高的生态风险,主要分布在河流、城镇、工矿建设用地和农村居民点的聚集区。根据各乡镇生态风险等级的差异,划分农田土壤重金属Pb、Cd的高、中、低生态风险区。该研究可为定量分析区域土壤重金属含量的空间结构与影响因素提供参考,为长沙城郊农田土壤重金属污染生态风险的防控提供理论依据。土壤Pb、Cd的“高-高”集聚区（土壤Pb或Cd含量高的区域被Pb或Cd含量高的其他区域所包围,区域土壤Pb或Cd含量水平较高,且空间差异程度较小）和离城镇、河流、工矿建设用地较近的农田是Pb、Cd污染风险防控的重点区域。农田土壤重金属的生态风险评价与分级、分区是建立农田土壤重金属生态风险防控体系的必要手段,可为农田土壤的科学合理利用提供技术支撑。
何聪聪[10]（2012）在《新乡市典型工业区土壤重金属污染特征研究及治理》文中研究指明本论文首先以室外采样及室内化学分析的方法,研究了新乡市环宇大道工业区周边土壤Pb、Cd、Ni、Zn、Cu和Cr6种重金属污染特征和风险评价，并应用Tessier五步连续萃取的方法对土壤中超标的Cd，Ni和Zn进行形态分析。结果表明:（1）土壤中Pb、Cd、Ni、Zn、Cu和Cr的平均含量分别是63.08mg kg-1、176.85mg kg-1、307.2mgkg-1、485.6mg kg-1，38.7mg kg-1和47.9mg kg-1， Pb、Cu、Cr平均含量达标，Cd、Ni、Zn平均含量均超标，分别是国家土壤环境质量二级标准的176.85、5.12、1.62倍。（2）Ni和Zn主要以铁锰氧化物结合态和残渣态存在，Cd主要以铁锰氧化物结合态存在，其次为碳酸盐结合态，3种重金属的迁移能力依次为：Cd> Zn> Ni。（3）每种重金属都存在不同程度的潜在生态风险，Cd的潜在生态风险最大并构成了很强的危害。其次,在对环宇工业区周边农田土壤和小麦子实中重金属含量进行采样分析,并对土壤酶活性进行测定的基础上,分析土壤中重金属含量和小麦子实中重金属含量、土壤酶活性之间的相关性,并对土壤的污染状况进行评价。结果表明:（1）土壤中Zn和Cd的含量超标,平均含量分别为638.54mg kg-1和19.45mg kg-1,是国家土壤环境质量二级标准的2.13和31.83倍。小麦中Ni、Cd、Cr的含量超出了卫生标准,土壤中Ni和Cd的吸收能力较强。相关性分析表明,小麦中重金属含量和土壤中重金属含量显着性相关。（2）土壤中重金属对酶活性表现抑制作用,相关分析表明:脲酶和土壤中Zn的含量呈极显着负相关,蔗糖酶和过氧化氢酶与土壤中Ni极显着负相关。（3）从单因子污染评价、综合污染指数法和潜在生态风险评价来看,Cd是主要的污染因子,同时污染级别很高。然后,以新乡市典型新兴工业区的土壤为研究对象，用原子吸收分光光度计测定土壤中重金属Pb、Ni、Zn、Cr、Cu的全量，并采用地累积指数法和潜在危害生态指数法对工业区土壤进行生态风险评价。结果表明:以河南省土壤背景值为标准，该工业区土壤中Ni和Zn的含量超出了背景值，分别为背景值的1.43和3.07倍，评价结果表明研究区土壤存在一定程度的生态风险。通过上述研究,采用露天盆栽试验研究豫北地区常见的三种花卉植物（蓖麻,万寿菊,花坪草）在不同Cd处理浓度下的生长反应和累积能力。结果表明:在浓度为10、20、50、100、200mg·kg-1Cd处理60天后,蓖麻和万寿菊没有表现出明显的中毒现象,能够较好的生长。花坪草在处理浓度为200mg·kg-1时出现叶片黄化等症状。随着处理浓度的增加,植物累积Cd含量也逐渐增加,随着处理浓度的增加土壤中Cd的富集系数降低,对重金属Cd的累积能力大小为蓖麻>万寿菊>花坪草。同时根部累积量明显大于地上部,这可能由于植株的根系比较发达,蓖麻根部最大积累量为1046.78mg·kg-1,万寿菊根部最大积累量为189.7mg·kg-1。蓖麻和万寿菊对修复Cd污染的土壤有一定得潜力。
二、小安溪河流域污水灌区重金属的污染特征（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、小安溪河流域污水灌区重金属的污染特征（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）陕西主要麦区土壤重金属空间分布特征及其源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 我国农田土壤中重金属污染现状 |
| 1.2.2 土壤重金属空间分布及污染评价 |
| 1.2.3 农田土壤重金属污染来源 |
| 1.2.4 土壤重金属来源识别 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 陕西主要麦区土壤重金属空间分布特征 |
| 1.3.2 陕西主要麦区土壤重金属污染评价 |
| 1.3.3 陕西主要麦区土壤重金属源解析 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究地区概况 |
| 2.1.1 渭北旱塬 |
| 2.1.2 关中灌区 |
| 2.2 样品采集和分析 |
| 2.2.1 样品采集及处理 |
| 2.2.2 样品测定 |
| 2.2.3 质量控制 |
| 2.3 数据处理和分析方法 |
| 2.3.1 地统计分析 |
| 2.3.2 内梅罗综合污染指数 |
| 2.3.3 潜在生态危害指数 |
| 2.3.4 地积累指数 |
| 2.3.5 主成分分析及聚类分析 |
| 第三章 结果分析 |
| 3.1 渭北旱塬土壤中的重金属 |
| 3.1.1 渭北旱塬土壤重金属含量及空间分布 |
| 3.1.2 渭北旱塬土壤重金属污染评价 |
| 3.1.3 渭北旱塬土壤重金属源解析 |
| 3.2 关中灌区土壤中的重金属 |
| 3.2.1 关中灌区土壤重金属含量及空间分布 |
| 3.2.2 关中灌区土壤重金属污染评价 |
| 3.2.3 关中灌区土壤重金属源解析 |
| 第四章 结果讨论 |
| 4.1 陕西主要麦区土壤重金属分布及成因 |
| 4.2 陕西主要麦区土壤重金属污染评价讨论 |
| 4.2.1 内梅罗综合污染指数整体评价 |
| 4.2.2 潜在生态危害指数整体评价 |
| 4.2.3 地积累指数整体评价 |
| 4.3 陕西主要麦区土壤重金属源解析讨论 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.1.1 陕西主要麦区土壤重金属空间分布特征 |
| 5.1.2 陕西主要麦区土壤重金属污染现状 |
| 5.1.3 陕西主要麦区土壤重金属来源 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（3）山地城市典型水域饮用水水源地保护区划分方法与布局研究 ——以重庆市为例（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 国内外水资源概况 |
| 1.1.1 水资源的定义 |
| 1.1.2 世界淡水资源概况 |
| 1.1.3 中国淡水资源概况 |
| 1.1.4 重庆市淡水资源概况 |
| 1.2 国内外水环境污染概况 |
| 1.2.1 世界水环境污染概况 |
| 1.2.2 中国水环境污染概况 |
| 1.2.3 重庆市水环境质量概况 |
| 1.3 国内外饮用水水源地保护概况 |
| 1.3.1 国外饮用水水源地保护概况 |
| 1.3.2 中国饮用水水源地保护概况 |
| 1.4 国内外水环境数学模型概况 |
| 1.4.1 水环境数学模型的构建 |
| 1.4.2 水环境数据模型国内外研究现状 |
| 1.4.3 水环境数学模型的应用进展 |
| 1.5 重庆市饮用水水源保护存在的主要问题 |
| 1.5.1 重庆市水资源管理存在的问题 |
| 1.5.2 重庆市水环境管理存在的问题 |
| 1.5.3 重庆市饮用水水源地保护存在的问题 |
| 1.6 水环境数学模型应用于保护区划分和布局的技术难点 |
| 1.7 课题的提出及主要研究内容 |
| 1.7.1 课题的提出 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 1.7.4 课题来源 |
| 1.8 创新点 |
| 2 重庆市集中式饮用水水源地环境状况调查评估 |
| 2.1 调查评估目标范围 |
| 2.1.1 地级以上城市集中式饮用水水源地 |
| 2.1.2 地级以下城市集中式饮用水水源地 |
| 2.2 评估技术路线 |
| 2.3 水源地基础状况 |
| 2.3.1 水源地基本状况 |
| 2.3.2 水源取水量保证状况 |
| 2.3.3 水质达标状况 |
| 2.3.4 水源地环境管理状况 |
| 2.3.5 评估结果认定分析 |
| 2.4 环境监管的主要问题 |
| 2.4.1 水质问题 |
| 2.4.2 环境管理问题 |
| 2.5 乡镇及以下集中式饮用水水源地基础信息调查 |
| 2.5.1 调查范围 |
| 2.5.2 环境监管现状 |
| 2.5.3 环境监管的主要问题 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 大江大河特大城市饮用水水源地保护区划分技术研究 |
| 3.1 重庆主城区河流水系分布概况 |
| 3.2 重庆主城区取水口、入江排污口和支流入江口调查 |
| 3.3 重庆主城区沿长江、嘉陵江排污口入江污染负荷估算方法 |
| 3.4 MIKE21模型简介 |
| 3.5 MIKE21模型模拟主城区江段的影响程度和影响范围 |
| 3.5.1 MIKE21模型研究区域概化 |
| 3.5.2 MIKE21模型的参数设置 |
| 3.5.3 MIKE21模型的参数率定与验证 |
| 3.5.4 MIKE21模型计算工况设计 |
| 3.5.5 MIKE21模型模拟重庆主城区污染混合区影响范围和程度 |
| 3.6 MIKE21模型在主城江段饮用水源保护区划分中的应用 |
| 3.6.1 MIKE21模型在主城区江段保护区调整的应用 |
| 3.6.2 MIKE21模型在主城区江段“引蒙入朝”工程的应用 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 河道型水库企业自备饮用水源地保护区划分技术研究 |
| 4.1 川维厂大型排污口概况 |
| 4.2 深度平均二维非恒定流水流水质数学模型 |
| 4.3 控制方程的有限体积数值离散 |
| 4.4 深度平均二维模型参数的选取 |
| 4.5 模型的计算域 |
| 4.6 模型计算的基本条件 |
| 4.7 流场分布 |
| 4.8 模型参数的率定与验证 |
| 4.9 模型计算工况及初始条件 |
| 4.10 川维厂排污口附近及下游浓度场分布 |
| 4.11 川维厂排污口对企业自备水厂保护区划分的影响 |
| 4.12 本章小结 |
| 5 小流域型城镇饮用水水源地保护区划分技术研究 |
| 5.1 梁滩河流域概况 |
| 5.2 MIKE11模型简介 |
| 5.3 MIKE11模型在梁滩河流域基础数据的获取 |
| 5.4 MIKE11模型的率定 |
| 5.4.1 MIKE11水动力模型的率定 |
| 5.4.2 MIKE11水质模型的率定 |
| 5.5 MIKE11模型在梁滩河流域保护区划分中的应用 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 山地城市集中式饮用水水源地优化布局技术研究 |
| 6.1 水资源空间分布状况及缺水类型识别 |
| 6.2 SWAT模型在城镇集中式饮用水水源地优化布局中的应用 |
| 6.3 长寿湖城镇集中式饮用水水源地的优化布局研究 |
| 6.4 三峡库区典型农村型消落带水源地优化布局研究 |
| 6.5 三峡库区排污口污染带对沿江饮用水水源地布局的影响 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.攻读博士学位期间公开发表的论文 |
| B.攻读博士学位期间参与编写的专着 |
| C.攻读博士学位期间获得的科学技术奖 |
| D.攻读博士学位期间参加的主要科研工作 |
（4）东阳江流域土壤重金属污染研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属污染研究现状 |
| 1.2.2 土壤重金属污染评价方法研究 |
| 1.2.3 土壤重金属污染的空间分异 |
| 1.2.4 土地利用类型与重金属污染研究 |
| 1.2.5 东阳江流域现状 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 2 研究区域概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 自然条件概况 |
| 2.2.1 地貌 |
| 2.2.2 气候 |
| 2.2.3 水文 |
| 2.2.4 土壤与植被 |
| 2.3 社会经济概况 |
| 3 数据的分类处理和研究方法 |
| 3.1 数据来源 |
| 3.1.1 遥感数据 |
| 3.1.2 非遥感数据 |
| 3.2 遥感影像预处理 |
| 3.3 遥感影像目视解译标志建立 |
| 3.4 重金属污染评价方法 |
| 3.4.1 单因子指数法 |
| 3.4.2 内梅罗综合指数法 |
| 3.4.3 地累积指数法 |
| 3.4.4 潜在生态风险评价法 |
| 3.5 地统计分析 |
| 3.6 景观格局指数的计算 |
| 3.7 评价单元的确定 |
| 4 东阳江流域土壤重金属空间分布特征 |
| 4.1 土壤重金属含量的分布特征 |
| 4.1.1 土壤重金属含量的描述性统计 |
| 4.1.2 东阳江流域土壤重金属之间的相关性分析 |
| 4.1.3 高程与土壤重金属分布规律 |
| 4.1.4 土壤重金属超标值分布规律 |
| 4.2 东阳江流域土壤重金属含量半方差函数分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 东阳江流域土壤重金属与土地利用类型及景观格局指数的关系分析 |
| 5.1 不同土地利用类型的土壤重金属含量变化的分析 |
| 5.2 土地利用类型的景观格局指数与土壤重金属污染指数的关系分析 |
| 6 东阳江流域土壤重金属污染评价 |
| 6.1 土壤重金属污染评价方法 |
| 6.1.1 单因子指数法和内梅罗综合指数法 |
| 6.1.2 地累积指数法 |
| 6.1.3 潜在生态风险评价 |
| 6.2 重金属污染的主要因素探讨 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 浙江师范大学学位论文诚信承诺书 |
（5）南淝河水—沉积物重金属分布特征及环境评价（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及研究意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 重金属来源及迁移转化 |
| 1.2.2 国内外河流重金属污染研究现状 |
| 1.2.3 重金属形态研究进展 |
| 1.2.4 南淝河重金属污染研究现状 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 课题来源 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 1.4 主要工作量 |
| 第二章 南淝河样品采集与测试 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 自然环境概况 |
| 2.1.3 水功能区划 |
| 2.1.4 社会经济发展现状 |
| 2.2 采样点布设及取样方法 |
| 2.2.1 采样点布设 |
| 2.2.2 取样方法 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 水样重金属测试方法 |
| 2.3.2 沉积物重金属总量测试方法 |
| 2.3.3 沉积物重金属形态测试方法 |
| 2.4 质量控制 |
| 第三章 南淝河水中重金属分布及来源分析 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 南淝河水中重金属的含量特征 |
| 3.3 南淝河水中重金属的时空分布规律 |
| 3.4 南淝河水中重金属来源分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 南淝河沉积物中重金属分布、赋存状态及来源分析 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 南淝河沉积物中重金属的含量特征 |
| 4.3 南淝河沉积物中重金属的时空分布规律 |
| 4.4 南淝河沉积物中重金属赋存形态特征 |
| 4.5 南淝河沉积物中重金属来源分析 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 南淝河水体重金属环境评价分析 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 南淝河水中重金属的评价方法 |
| 5.2.1 单因子水质标识指数评价法 |
| 5.2.2 改进后的模糊综合评价法 |
| 5.3 南淝河沉积物中重金属的评价方法 |
| 5.3.1 地累积指数法 |
| 5.3.2 潜在生态风险指数法 |
| 5.3.3 P值风险评价法 |
| 5.3.4 风险评估指数法 |
| 5.4 南淝河水中重金属评价结果 |
| 5.4.1 单因子水质标识指数评价法评价结果 |
| 5.4.2 改进后的模糊综合评价法评价结果 |
| 5.5 南淝河沉积物中重金属的评价结果 |
| 5.5.1 地累积指数法评价结果 |
| 5.5.2 潜在生态风险指数法评价结果 |
| 5.5.3 P值风险评价法评价结果 |
| 5.5.4 风险评估指数法评价结果 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（6）乐安河洪泛区土壤—蔬菜重金属污染特征及风险评价（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 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属污染状况 |
| 1.2.2 蔬菜重金属污染状况 |
| 1.2.3 土壤和蔬菜中重金属来源 |
| 1.2.4 重金属对人和植物的危害 |
| 1.2.5 植物对重金属的富集规律 |
| 1.2.6 乐安河重金属污染现状 |
| 1.3 研究目标、内容方法和技术线路 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术线路图 |
| 第二章 研究区域概况及研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 自然地理概况 |
| 2.2 土壤和蔬菜样品采集和处理 |
| 2.2.1 典型村落及样点选取 |
| 2.2.2 土壤和蔬菜样品的预处理 |
| 2.3 样品检测与处理 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 实验试剂 |
| 2.3.3 样品的测定方法 |
| 2.3.4 重金属的测定 |
| 2.3.5 重金属测定质量保障 |
| 2.4 数据处理与统计分析 |
| 第三章 研究区域土壤重金属分布特征及风险评价 |
| 3.1 乐安河洪泛区土壤重金属含量特征分析 |
| 3.1.1 Cu总量分布及其形态分布 |
| 3.1.2 Cr总量分布及其形态分布 |
| 3.1.3 Zn总量分布及其形态分布 |
| 3.1.4 Pb总量分布及其形态分布 |
| 3.1.5 Cd总量分布及其形态分布 |
| 3.1.6 As总量分布及其形态分布 |
| 3.2 以《土壤环境质量标准》为评价标准 |
| 3.3 土壤重金属评价方法 |
| 3.4 不同村落菜地土壤重金属风险评价 |
| 3.4.1 基于重金属总量的风险评价 |
| 3.4.2 基于重金属形态的风险评价 |
| 3.5 重金属来源初步分析 |
| 3.5.1 研究区域土壤重金属总量相关性分析 |
| 3.5.2 研究区域土壤重金属的分布聚类分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 研究区域蔬菜重金属分布特征及风险评价 |
| 4.1 蔬菜重金属的空间分布特征 |
| 4.2 以《国家蔬菜食品卫生标准》为评价标准 |
| 4.3 蔬菜重金属评价方法 |
| 4.4 研究区域蔬菜重金属风险评价 |
| 4.4.1 蔬菜对重金属富集能力 |
| 4.4.2 蔬菜重金属评价结果 |
| 4.4.3 蔬菜各重金属的相关性 |
| 4.4.4 蔬菜重金属和土壤重金属的相关性 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 简历 |
（7）洋河流域不同土地利用方式对土壤重金属污染的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究综述 |
| 1.2.1 土壤重金属研究现状 |
| 1.2.2 不同土地利用方式对土壤重金属的影响 |
| 1.3 研究基础 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 主要研究方法 |
| 1.4.3 研究思路 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地质地貌特征 |
| 2.1.2 气候气象 |
| 2.1.3 水资源 |
| 2.1.4 土壤植被特征 |
| 2.1.5 社会经济状况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 土地利用变化研究方法 |
| 2.2.2 土壤样点采集方法 |
| 2.2.3 土壤样品检测项目及方法 |
| 2.2.4 相关最邻近距离指数 |
| 2.2.5 土壤重金属污染评价方法 |
| 2.2.6 数理统计分析 |
| 第3章 洋河流域土地利用变化特征 |
| 3.1 土地利用结构及其变化 |
| 3.2 土地利用转移途径与幅度 |
| 第4章 洋河流域土壤重金属含量及分布特征 |
| 4.1 洋河流域土壤重金属含量水平 |
| 4.1.1 描述性统计 |
| 4.1.2 土壤重金属数据转换与正态分布检验 |
| 4.2 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.3 土壤重金属内梅罗综合污染水平 |
| 第5章 不同土地利用方式的土壤重金属污染评价 |
| 5.1 耕地土壤重金属污染评价 |
| 5.1.1 耕地土壤理化性质和重金属含量情况 |
| 5.1.2 耕地土壤重金属含量与其理化性质、地形地势与距离指数的关系 |
| 5.1.3 耕地土壤重金属污染水平 |
| 5.2 林地土壤重金属污染评价 |
| 5.2.1 林地土壤理化性质和土壤重金属含量状况 |
| 5.2.2 林地土壤重金属含量与其理化性质、地形地势和距离指数的关系 |
| 5.2.3 林地土壤重金属污染水平 |
| 5.3 草地土壤重金属污染评价 |
| 5.3.1 草地土壤理化性质和重金属含量情况 |
| 5.3.2 草地土壤重金属含量与其理化性质、地形地势和距离指数的关系 |
| 5.3.3 草地土壤重金属污染水平 |
| 5.4 城乡用地土壤重金属污染评价 |
| 5.4.1 城乡用地土壤理化性质和重金属含量情况 |
| 5.4.2 城乡用地土壤重金属含量与其理化性质、地形地势和距离指数的关系 |
| 5.4.3 城乡用地土壤重金属污染水平 |
| 5.5 工矿用地土壤重金属污染评价 |
| 5.5.1 工矿用地土壤理化性质和重金属含量情况 |
| 5.5.2 工矿用地土壤重金属含量与其理化性质、地形地势和距离指数的关系 |
| 5.5.3 工矿用地土壤重金属污染水平 |
| 5.6 不同土地利用方式下土壤重金属综合污染水平 |
| 第6章 不同土地利用时间对土壤重金属污染的影响 |
| 6.1 不同土地利用时间的土壤重金属含量特征 |
| 6.2 不同土地利用时间土壤重金属污染水平 |
| 6.2.1 耕地 |
| 6.2.2 林地 |
| 6.2.3 城乡用地 |
| 6.2.4 工矿用地 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新和未来展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）矿区下游土壤典型重金属的积累规律研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 土壤环境质量及重金属污染的研究进展 |
| 1.1 土壤环境质量研究的现状 |
| 1.1.1 土壤环境质量的概念 |
| 1.1.2 影响土壤环境质量的因素 |
| 1.1.3 土壤环境质量研究现状 |
| 1.2 我国土壤环境质量标准及评价方法 |
| 1.2.1 土壤环境质量标准 |
| 1.2.2 土壤环境质量评价方法 |
| 1.3 我国代表性土壤环境质量现状 |
| 1.3.1 粮食主产区土壤环境质量现状 |
| 1.3.2 蔬菜地土壤环境质量现状 |
| 1.3.3 茶园土壤环境质量现状 |
| 1.3.4 果园产地土壤的环境质量现状 |
| 1.3.5 矿区复垦土壤环境质量现状 |
| 1.4 农田土壤重金属的来源 |
| 1.4.1 土壤重金属的污染途径 |
| 1.4.2 土壤重金属的污染源 |
| 1.5 我国土壤环境安全面临的问题与调控途径 |
| 1.5.1 我国土壤环境安全面临的突出问题 |
| 1.5.2 土壤环境质量的调控途径 |
| 第2章 研究的目的意义与研究内容 |
| 2.1 研究的背景与研究意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 实施方案和技术路线 |
| 第3章 矿区下游土壤重金属的水平向积累特点 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区基本情况 |
| 3.1.2 采样方法 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.1.4 评价标准与评价方法 |
| 3.1.5 数据统计方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 矿区下游土壤重金属污染途径 |
| 3.2.2 漓渚铁矿矿区下游农区土壤重金属的污染与评价 |
| 3.2.3 平水铜矿矿区下游农区土壤重金属的污染与评价 |
| 3.2.4 东关银山畈铅砷矿矿区下游农区土壤重金属的污染与评价 |
| 3.2.5 农作物与地表水体重金属的污染状况 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 矿区下游土壤重金属的垂直分布特点 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 土壤剖面的采集 |
| 4.1.2 土壤前处理与分析方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 土壤PH |
| 4.2.2 重金属的剖面分布 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 污染土壤改良方法的探讨 |
| 5.1 我国重金属污染土壤治理技术研究状况 |
| 5.2 单一重金属污染矿区土壤的改良 |
| 5.2.1 铜污染土壤的改良 |
| 5.2.2 铅污染土壤的改良 |
| 5.2.3 锌污染土壤的改良 |
| 5.2.4 砷污染土壤的改良 |
| 5.3 重金属复合污染矿区土壤的改良 |
| 第6章 主要结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（9）长沙城郊农田土壤铅镉的空间变异、影响因素与评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 土壤重金属空间分布特征与影响因素 |
| 1.2.2 土壤重金属污染评价与风险评价 |
| 1.2.3 简要评述 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容与方法 |
| 1.5 研究思路与技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 土壤样品的采集与测定 |
| 2.3 空间分析方法与软件应用 |
| 2.3.1 缓冲区分析 |
| 2.3.2 距离量算 |
| 2.3.3 空间自相关分析 |
| 2.3.4 地统计分析 |
| 2.3.5 地理空间回归分析 |
| 2.3.5.1 普通线性回归模型及估计 |
| 2.3.5.2 地理加权回归模型及估计 |
| 2.4 土壤重金属评价标准与方法 |
| 2.4.1 单因子污染指数法 |
| 2.4.2 评价标准 |
| 2.4.3 Hakanson潜在生态危害指数法 |
| 2.4.4 地统计指示克里格法 |
| 2.4.5 模糊综合评价法 |
| 2.5 数据处理 |
| 第三章 长沙城郊农田土壤Pb、Cd的空间变异 |
| 3.1 长沙城郊不同空间距离农田土壤Pb、Cd含量特征 |
| 3.2 探索性空间数据分析 |
| 3.3 Pb、Cd的空间自相关分析 |
| 3.3.1 全局空间自相关分析 |
| 3.3.2 局部空间自相关分析 |
| 3.4 Pb、Cd的半变异函数 |
| 3.5 Pb、Cd的空间插值 |
| 3.6 讨论 |
| 3.7 小结 |
| 第四章 长沙城郊农田土壤Pb、Cd含量的影响因素分析 |
| 4.1 影响因素的选取与数据处理 |
| 4.2 最小二乘法(OLS)估计 |
| 4.3 地理加权回归(GWR)模型的建立与估计 |
| 4.4 Pb、Cd与影响因素变量的相关性分析 |
| 4.4.1 农田土壤Pb、Cd含量与区位特征变量的相关性分析 |
| 4.4.2 农田土壤Pb、Cd含量与土壤理化特性变量的相关性分析 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 长沙城郊农田土壤Pb、Cd的现状评价与风险评价 |
| 5.1 农田土壤Pb、Cd的现状评价 |
| 5.2 农田土壤Pb、Cd的风险评价 |
| 5.2.1 基于Hakanson法的土壤Pb、Cd潜在生态风险评价 |
| 5.2.2 基于地统计指示克里格法的农田土壤Cd的风险评价 |
| 5.2.3 基于模糊综合评价法的土壤Pb、Cd的生态风险评价 |
| 5.2.3.1 评价指标与权重的确定 |
| 5.2.3.2 风险隶属函数的确定 |
| 5.2.3.3 农田土壤重金属生态风险评价分级 |
| 5.2.3.4 农田土壤重金属生态风险分区 |
| 5.2.3.5 不同生态风险区农田的利用措施建议 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 研究的特色与创新 |
| 6.3 研究中存在的问题 |
| 6.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）新乡市典型工业区土壤重金属污染特征研究及治理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤污染的定义和环境效应 |
| 1.1.1 土壤污染的定义 |
| 1.1.2 水体污染效应 |
| 1.1.3 大气以及酸沉降环境效应 |
| 1.1.4 全球环境变化 |
| 1.2 土壤重金属污染来源 |
| 1.2.1 农业污染源 |
| 1.2.2 工业污染源 |
| 1.2.3 城市污染源 |
| 1.2.4 交通污染源 |
| 1.3 重金属污染条件下土壤酶活性的研究 |
| 1.3.1 土壤酶的分类及研究意义 |
| 1.3.2 土壤酶活性的影响因子 |
| 1.4 土壤重金属污染的治理技术 |
| 1.4.1 微生物修复技术 |
| 1.4.2 物理化学修复技术 |
| 1.4.3 农业工程修复技术 |
| 1.5 重金属污染土壤的植物修复技术 |
| 1.5.1 植物修复的概念 |
| 1.5.2 植物修复的理论基础 |
| 1.5.3 植物修复的基本类型 |
| 第二章 研究背景、研究内容与方法 |
| 2.1 研究背景和目的 |
| 2.2 研究内容和方法 |
| 第三章 新乡市环宇大道工业区周边土壤重金属的污染特征和评价 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 样品重金属总量的测定 |
| 3.1.3 土壤重金属形态分析 |
| 3.1.4 重金属污染评价标准和方法 |
| 3.2 结果和分析 |
| 3.2.1 土壤中重金属总量及形态分析 |
| 3.2.2 土壤重金属潜在生态风险指数评价 |
| 3.3 结论 |
| 第四章 新乡市环宇工业区农田土壤及小麦重金属污染特征的研究 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 样品采集 |
| 4.1.2 土壤重金属总量的测定方法 |
| 4.1.3 土壤 PH 值的测定 |
| 4.1.4 小麦子实中重金属含量的测定 |
| 4.1.5 土壤酶活性的测定方法 |
| 4.1.6 环境污染评价方法 |
| 4.1.7 数据处理和计算方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 土壤中重金属总量分析 |
| 4.2.2 小麦子实中重金属含量 |
| 4.2.3 农田土壤酶活性 |
| 4.2.4 土壤中重金属总量和小麦子实中重金属含量的相关分析 |
| 4.2.5 土壤中重金属含量和酶活性的相关分析 |
| 4.2.6 农田重金属元素污染风险评价 |
| 4.3 结论 |
| 第五章 新兴工业区周边土壤重金属污染特征及生态风险评价 |
| 5.1 材料和方法 |
| 5.1.1 样品采集和制备 |
| 5.1.2 样品分析 |
| 5.2 评价方法 |
| 5.2.1 地累积指数法原理 |
| 5.2.2 潜在危害生态指数法原理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 工业区表层土壤重金属含量分析 |
| 5.3.2 地累积指数法评价结果 |
| 5.3.3 潜在危害生态指数法评价结果 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 三种花卉植物对土壤中 Cd 的生长反应和富集特征研究 |
| 6.1 材料和方法 |
| 6.1.1 试验材料 |
| 6.1.2 试验设计 |
| 6.1.3 样品处理和分析 |
| 6.2 结果和分析 |
| 6.2.1 不同浓度 Cd 对三种植物生长的影响 |
| 6.2.2 三种花卉植物对 Cd 的吸收和积累 |
| 6.3 结论 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
四、小安溪河流域污水灌区重金属的污染特征（论文参考文献）
- [1]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)
- [2]陕西主要麦区土壤重金属空间分布特征及其源解析[D]. 杜泽坤. 西北农林科技大学, 2020(02)
- [3]山地城市典型水域饮用水水源地保护区划分方法与布局研究 ——以重庆市为例[D]. 黄程. 重庆大学, 2018(04)
- [4]东阳江流域土壤重金属污染研究[D]. 童丽颖. 浙江师范大学, 2018(03)
- [5]南淝河水—沉积物重金属分布特征及环境评价[D]. 王秀. 合肥工业大学, 2017(06)
- [6]乐安河洪泛区土壤—蔬菜重金属污染特征及风险评价[D]. 张军. 南昌工程学院, 2017(05)
- [7]洋河流域不同土地利用方式对土壤重金属污染的影响机制研究[D]. 徐兰. 西南大学, 2015(12)
- [8]矿区下游土壤典型重金属的积累规律研究[D]. 王森. 浙江大学, 2014(04)
- [9]长沙城郊农田土壤铅镉的空间变异、影响因素与评价研究[D]. 刘琼峰. 湖南农业大学, 2013(07)
- [10]新乡市典型工业区土壤重金属污染特征研究及治理[D]. 何聪聪. 河南师范大学, 2012(01)