一、水体有机污染物分析的研究进展（论文文献综述）
张胜,苏紫颖,林莉,陶晶祥,潘雄,董磊[1]（2022）在《泄洪对典型有机污染物迁移转化行为的影响——以丹江口水库为例》文中研究指明随着高坝水库的建设,大坝泄洪雾化对生态环境的影响已得到较多研究,而泄洪雾化对污染物迁移转化行为的影响尚未引起关注.本研究于2019年对丹江口大坝泄洪期间坝前和坝下多个断面进行了采样调查,分析了水体中16种多环芳烃（PAHs）和6种邻苯二甲酸酯（PAEs）的浓度.发现泄洪后坝下水体中检测出的8种PAHs和5种PAEs浓度相比于坝前总体上均呈现沿程降低趋势,与坝前断面相比,PAHs在坝下1、5和10 km处的浓度下降比例范围分别为8.1%～100%、26.2%～100%和36.7%～100%,均值为34.6%、64.8%和75.7%;对应的PAEs浓度下降比例范围分别为0.9%～38.7%、33.7%～71.8%和61.1%～87.5%,均值为21.5%、47.0%和71.3%.基于野外观测结果,从理论上推测分析了大坝泄洪雾化影响坝下水体PAHs和PAEs迁移转化的途径和作用机制,包括污染物的化学氧化、光降解和吸附等.本研究对于开展泄洪雾化条件下水体中污染物迁移转化行为研究具有借鉴意义.
王一博,吕东妍,刘长勇,马献发[2]（2021）在《腐植酸在环境领域的应用研究综述》文中研究说明腐植酸对于环境领域的应用研究,包括对土壤及水体中重金属、有机污染物的影响和大气污染防治及减少温室气体排放等方面,一直是热点话题。结合国内外的研究现状,根据腐植酸的特性,综述了腐植酸在防治土壤、水体、大气污染及减少温室气体排放中的应用及机理,并对其今后在环境领域中的应用提出研究展望。
张永康[3]（2021）在《水体污染物磷酸三（1，3-二氯-2-丙基）酯对鱼类生长发育的影响及作用机制研究》文中进行了进一步梳理磷酸三（1,3-二氯-2-丙基）酯（TDCIPP）作为溴代阻燃剂的主要代替品之一,通常被添加到各种产品中。作为一种添加型阻燃剂,TDCIPP在其制造、使用、处置和回收过程中容易释放到周围环境中,并最终通过各种途径进入到自然水域,造成水体污染。目前在世界范围内的各种水生介质中频繁检测到TDCIPP的存在。因此,水体污染物TDCIPP对水生生物（如鱼类）的潜在危害值得关注。本研究在实验室先前研究的基础上以斑马鱼为实验模型,开展二代暴露实验,探究了环境相关浓度TDCIPP对F1代斑马鱼的生长、性腺发育、生殖细胞损伤及子代发育的影响及可能的作用机制。在此基础上,以自然水域中的常见鱼类鲫为实验模型,研究了TDCIPP对鲫生长的影响,并揭示了TDCIPP抑制鱼类生长潜在的分子机制。（1）完成了环境相关浓度（0、50、500和5000 ng/L）TDCIPP两代暴露对F1代斑马鱼幼鱼生长影响的研究。相比于F0代,TDCIPP对F1代斑马鱼的生长抑制更加强烈;生长激素/胰岛素样生长因子（GH/IGF）轴上相关基因（gh、igf1、igf2b）表达显着下调,并且相比于第一代,F1代斑马鱼鱼体内TDCIPP的含量显着升高。这表明随着暴露时间及暴露代数的增加,TDCIPP在斑马鱼体内蓄积量升高,并导致了更强烈的生长抑制效应。（2）完成了TDCIPP对F1代斑马鱼性腺发育及子代生长影响的研究。F1代持续暴露至受精后150天（dpf）,雌性斑马鱼的累计产卵量和性腺体质常数（GSI）显着降低,与性腺发育相关的基因（igf3）显着下调,但对雄鱼性腺发育无显着影响。虽然观察到下丘脑-垂体-性腺（HPG）轴上少数基因表达发生改变,但卵巢组织切片及血浆性激素水平未发生显着变化,表明TDCIPP可能主要通过抑制igf3的表达从而抑制雌性斑马鱼的性腺发育。TDCIPP暴露引起了斑马鱼精子活力下降,卵细胞表面受精孔异常,这导致了子代胚胎受精率下降。并且母代（F1代）暴露于TDCIPP可导致子代（F2代）斑马鱼的生长抑制。（3）探究了TDCIPP通过母体传递对子代存活及生长的影响及其可能的作用机制。结果表明,母体暴露于TDCIPP诱发了子代斑马鱼幼鱼的生长抑制,且在子代的卵细胞中检测到了一定浓度的TDCIPP（约1 ng/个胚胎）,然而正常的胚胎中注射等量的TDCIPP后斑马鱼幼鱼的存活和生长无显着变化。而母体暴露于TDCIPP后子代卵细胞中部分m RNA及蛋白质的浓度发生显着变化,并且这些变化与斑马鱼早期胚胎发育有关。这表明生物物质的改变可能在TDCIPP母体传递毒性效应中发挥重要作用。（4）研究了TDCIPP对自然水域中常见鱼类鲫生长的影响并探讨了潜在的分子机制。结果表明TDCIPP可通过抑制垂体ghs基因的表达及生长激素（GH）的分泌从而抑制鲫的生长。离体暴露、分子对接及双荧光素酶报告基因实验证实TDCIPP可直接作用于垂体细胞并通过结合生长激素释放激素受体（GHRHR）激活环磷酸腺苷（c AMP）信号通路促进ghs基因的表达。但在生理条件下（内源性激素水平正常）,TDCIPP会干扰生长激素释放激素（GHRH）与GHRHR的结合,进而抑制ghs基因的表达,导致鲫生长抑制。
张兆鑫[4]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中提出为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
王希欢[5]（2021）在《乌梁素海流域氮污染来源的时空特征解析研究》文中进行了进一步梳理随着我国城镇化快速推进,大量氮释放到湖泊生态系统,过量的氮输入已对我国流域水环境健康构成了潜在威胁。针对北方典型农业退水型湖泊氮污染问题,以黄河中游大型灌区所在的乌梁素海流域为研究对象,揭示流域地表水及污染源总氮、氨氮和硝酸盐特征信息,使用氮氧双同位素技术和同位素质量守恒模型定量解析了排干和湖区水体氮污染来源的时间分布特征,通过构建乌梁素海流域SWAT模型估算各流域分区总氮负荷,阐明流域氮负荷的空间分布特征,识别流域氮负荷主要贡献区,以期为区域水环境氮污染控制提供理论依据。（1）通过分析乌梁素海流域企业排口、排干和湖区水体TN、NH3-N和NO3-浓度时空分布特征发现,企业排口秋季TN和NO3-浓度显着高于春夏两季,五排干和七排干TN输入高于其他排干。湖区TN、NH3-N和NO3-浓度季节差异显着,最大浓度出现在冬季,分别高达1.52 mg/L、0.94 mg/L和1.16 mg/L,湖水TN超过地表水环境质量Ⅳ类标准。（2）应用氮氧双同位素和IsoSource模型解析污染来源,排干硝酸盐主要源于粪肥和污废水,贡献率为36.6%～39.5%,且春季贡献率较高,其中,位于城镇地区的五排干和七排干的粪肥和污废水源贡献率最高,达到38.8%～50.4%;承接农业退水的六排干和八排干源于化肥和土壤有机氮的农业贡献率较高,达37.5%～53.6%。湖水硝酸盐主要贡献来自粪肥和污废水,占比为28.05%～39.43%,春季和夏季污废水贡献率较高,而秋季农业源贡献率较大,与流域季节性生产特征一致。（3）依据模型适用性评价,建立了适用性良好的流域氮污染SWAT模型（率定期和验证期R2大于0.80,NSE大于0.78,PBIAS小于2%）,结合氮氧同位素污染示踪结果得出,河套平原城镇地区为氮负荷主要贡献区,负荷量为6.9～9.5kg/ha,其中承接城镇污水的五排干和七排干所处区域总氮负荷流失量较大。
孙锐[6]（2021）在《基于梯级沟渠系统的农业非点源污染控制研究》文中研究表明农田沟渠具有“源”与“汇”的双重特征,在截留净化农业非点源污染物过程中发挥着重要作用,因此如何有效利用沟渠的截留功能,对防控流域农业非点源污染具有重要的理论和现实意义。本文在实地监测淮河流域安徽段不同特征沟渠在自然状态下非点源污染物的分布现状与截留情况的基础上,通过室内模拟,研究梯级沟渠在不同功能段以及不同因素影响下对污染物的去除效果,结合野外小尺度实验对比研究梯级沟渠在实际应用下的污染物截留效果,并通过室内模拟对比不同底泥基质下4种干湿交替强度中氮磷的变化特征,研究结果如下:1)研究区内不同特征沟渠水体氮、磷含量表现为农田沟渠>支流沟渠>河道沟渠;底泥氮含量大小为河道沟渠>农田沟渠>支流沟渠;底泥磷含量大小为农田沟渠>河道沟渠>支流沟渠。2)梯级沟渠室内模拟实验结果显示药物配水下总氮含量沿程变化呈波动式下降,削减效率在10.2%,对自然物质配水的总氮截留效率为11.54%,单个柱体TG1对氮的截留达到44.86%,证明TG1模拟缺氧环境促进了氮的反硝化作用;自然物质配水下系统通过截留泥沙对磷的截留率为56.87%。不同环境条件下,温度在8～20℃对氮、磷的截留效果更加明显;pH=8时总氮的含量变化最明显,而对磷的影响效果较小;水力停留时间对氮、磷的去除效果较为明显,其中长期覆水对氮、磷去除最大分别达到40%和50%。3)野外梯级沟渠小尺度实验数据表明,氮素含量在缺氧区的截留效果突出,局部截留率可达47.96%,但是由于后续反硝化作用的缺少又加之水体流动的扰动导致底泥氮素释放,使得渠段最终出水氮素截留不明显仅为5.4%,逐级氮素截留大小为TJ2>TJ3>TJ4>TJ1。对于磷的截留率为88.8%,上游含有大量颗粒态磷的泥沙,由于梯级挡板,横向流速被减缓,使得磷的输出量大大减小。4)干湿交替实验中无秸秆组底泥氮磷含量的下降幅度较有秸秆组效果更佳,其中总氮下降幅度为低强度（37.9%）>中强度（35.12%）>对照组（28.98%）>高强度（27.92%）;总磷下降幅度为对照组（20.62%）>低强度（16.06）>高强度（14.49%）>中强度（13.57%）;不同条件干湿交替实验下TN含量变化均为降低,其中原状底泥组变化率大于混有秸秆底泥组,而TP含量在有秸秆组出现显着增大趋势,与无秸秆组差距明显。图[70]表[13]参[87]
雷斌[7]（2021）在《有机污染物气相自由基反应速率常数的3D-QSAR及HQSAR研究》文中研究说明有机污染物具有毒性大、积累性强、难降解等特点,研究有机污染物在大气层和水中降解转移机制,对各种有机污染物进行生态风险评估,建立有机污染物生态评价体系有重要意义。定量构效关系（quantitative structure activity relationship,QSAR）通过数学方法建立化合物的分子结构特征参数与生物活性之间的定量关系模型,从而对化合物的活性进行预测。三维定量构效关系（three QSAR,3D-QSAR）通过对分子周围的空间结构进行计算,建立化合物结构与其活性之间的关系,具有操作简便、预测准确度高的特点。分子全息定量构效关系（hologram QSAR,HQSAR）是一种新兴的、高效的QSAR方法,它能够简便的生成较高预测精度的QSAR模型。本论文基于3D-QSAR和HQSAR方法建立烃类、醇类、酮类、酯类、醚类和芳香族等有机污染物与氧化剂自由基反应速率的QSAR模型,以满足有机化学品生态风险评价的需求。主要内容包括:采用3D-QSAR的Co MFA方法和HQSAR方法综合研究大气中161种烃类有机污染物与羟基自由基反应的速率常数的QSAR模型。通过留一交叉验证和外部测试集验证评价模型预测能力。研究结果表明HQSAR模型与Co MFA模型均有良好的预测能力,卤素原子可以抑制化合物的反应速率常数,而分子中的醚键和硫原子可以提高烃类有机污染物与羟基自由基的氧化反应速率常数。利用3D-QSAR的Co MFA方法和HQSAR方法综合研究大气中68种有机污染物与氯自由基反应的速率常数的QSAR模型,通过留一交叉验证和外部测试集验证评价模型预测能力。研究结果表明两种QSAR模型均可表达所研究的有机污染物的结构信息与速率常数之间的定量关系。卤素原子可以抑制化合物的反应速率常数,而化合物中的羰基、酯基和羟基可以提高有机污染物与氯自由基的氧化反应速率常数。采用HQSAR方法建立大气中166种有机污染物与硝基自由基反应速率常数的QSAR模型,通过留一交叉验证和外部测试集验证评价模型预测能力。研究结果表明HQSAR模型有良好的预测能力和稳健性,卤代烃、酮类、醛类、醚类、酯类和环状烷烃等化合物可以抑制反应速率,而硫化物和环状烯烃可以提高有机污染物与硝基自由基的氧化反应效率。采用HQSAR方法建立123种有机污染物与臭氧/羟基自由基反应速率常数QSAR模型。通过留一交叉验证和外部测试集验证评价模型预测能力。研究结果表明两类HQSAR模型均有良好的预测能力和稳健性。所得HQSAR模型的贡献图表明,卤素原子可以抑制反应速率,而氨基、羟基、硝基和芳香环可以提高有机污染物的氧化反应效率。
王一飞[8]（2021）在《微塑料对氟喹诺酮类抗生素的吸附作用》文中研究表明近年来,微塑料在环境中检出较多,进入水环境的微塑料会吸附共存的有机污染物,从而影响两者的环境归趋和生态毒性。因此,微塑料对有机污染物吸附行为的研究对于评估两者环境风险揭示微塑料毒性机制具有重要意义。由于微塑料研究仍处于起始阶段,目前对微塑料吸附的研究主要集中在不可解离的有机污染物方面,微塑料对抗生素等可解离有机污染物的研究较少。天然水p H条件下,微塑料与抗生素的相互吸附作用强度、机制及两者的环境风险亟需揭示。因此,本研究制备了应用广泛的聚乙烯（PE）、聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）和聚酰胺-6（PA-6）型微塑料,考察其与水体中检出频率较高的2种氟喹诺酮类抗生素（加替沙星GAT和诺氟沙星NOR）之间的吸附相互作用,探究吸附机制及影响因素。主要研究内容和结果如下:分别制备了粒径范围为300-600μm、100-300μm和<100μm的PE、PET和PA-6型微塑料。结构表征发现所制备的PE型微塑料表观呈白色粉末状颗粒,微观结构呈现立体球状,球体结构疏松多孔;PET型微塑料表观呈针状球形且表面有发泡状鼓起,微观结构呈晶状多面体;PA-6型微塑料表观呈不规则鳞片状,微观呈现椭球状;粒径对3种微塑料的表面结构影响较小。比表面积（BET）测试结果表明,相同粒径范围条件下PET具有更大的比表面积和孔体积,其次是PE,PA-6的比表面积和孔体积相对最小,但颗粒的孔径大小顺序为:PA-6>PE>PET。Zeta电位测试结果表明3种微塑料的表面都带负电荷,在相同p H且同种微塑料的条件下,其电负性的大小随着粒径的增大而减小。通过动力学模型拟合分析了抗生素GAT和NOR在3种成分微塑料（粒径均为100-300μm）表面的吸附情况。吸附动力学结果表明:微塑料与抗生素的吸附过程均可以分为快速吸附、缓慢吸附和吸附饱和3个阶段;3种微塑料对GAT的吸附量大于NOR,且对于2种抗生素的最大吸附量符合顺序:PET>PE>PA-6。所研究的吸附过程均更符合拉格朗日二级模型,说明微塑料对氟喹诺酮类抗生素的吸附是一个复杂的多相吸附过程。由于分子间的碰撞机率的提高,吸附速率随着抗生素初始浓度增大而减小。颗粒扩散模型拟合发现表面吸附和颗粒内扩散在吸附中起主导作用。分别采用Henry、Langmuir和Freundlich模型拟合了不同粒径范围内3种微塑料对2种抗生素的吸附等温线。结果表明:抗生素在微塑料上的吸附曲线主要呈现随浓度先增加后减小的趋势;Langmuir和Freundlich模型的吸附等温线拟合效果较好,说明吸附过程主要以单层吸附为主。对于同种成分的微塑料,因为粒径越小,微塑料的比表面积越大,其表明可吸附的位点就越多,因此其吸附能力越强;相同粒径范围内,PET的吸附能力最强,其次是PE,PA-6的吸附能力相对最弱;同种微塑料对GAT的吸附能力强于NOR;水体p H主要通过影响抗生素的解离形态和微塑料的表面带电性,进而基于静电排斥、静电吸附和疏水作用的综合作用影响两者之间的吸附强度。综上,本研究通过批量吸附平衡实验探讨了所制备微塑料与典型抗生素的吸附相互作用机制,揭示了微塑料成分、微塑料粒径、抗生素种类、抗生素浓度和p H对吸附过程和强度的影响规律。研究结果可为准确评估复合污染条件下微塑料与抗生素的环境风险和进一步研究吸附对两者生态毒性的影响提供基础数据。
梁旭[9]（2021）在《岱海COD时空分布特征及来源解析》文中认为近年来,岱海作为我国北方重要生态屏障的功能持续减弱,湖面面积急剧萎缩,盐碱化程度不断加剧,CODCr、CODMn等水质指标始终居高不下,水生态系统被严重破坏。本文以岱海1983—2019年的水质因子历史数据为基础,围绕2019—2020年的水环境现状,聚焦岱海水质超标的重要指标—COD时空分布变化,基于紫外—可见光谱（UV-Vis）、傅里叶变换红外光谱（FT-IR）、三维荧光光谱（3D-EEMs）等表征技术对湖泊水环境中DOM的来源进行识别,以期全面掌握岱海及流域水体有机物的时空变化规律、来源和特性,进而揭示干旱—半干旱区天然湖泊的有机污染时空分布格局,科学评价其有机污染特征。主要研究结果如下:（1）岱海湖区水质指标展现出一定的时空差异,CODCr的浓度在86.78～426.66 mg/L变化,整体上呈现夏季>秋季>冬季>春季的变化规律;CODMn的浓度在3.45～17.66 mg/L变化,整体上呈现夏季>春季>冬季>秋季的变化规律。湖区呈现南部水域和北部水域沿岸高于湖心,东部水域和西部水域沿岸低于湖心的污染特征。（2）7条入湖河流,CODCr整体上处于地表水环境质量标准Ⅴ类水平,CO DMn处于Ⅳ类水平,其中来水质量最差的为苜花河和大庙西沟,CODCr、CODMn和TP浓度均处于劣Ⅴ类水平,TN浓度除三道河为1.76 mg/L,处于Ⅲ类水之外,其余均处于劣Ⅴ类水平,DOC平均浓度为16.66 mg/L,高值出现在苜花河为24.56 mg/L,低值出现在天成河为11.52 mg/L。（3）岱海水体中含有较多的蛋白类物质、脂肪类化合物质、芳香族不饱和物质、多糖类物质等,DOM主要含有的官能团为C=O、C—H、N—H、C—O。西部水域有机物质组分较多,成分复杂,接收了大量的城市面源污染的污水;南部水域有机物成分复杂、结构稳定、难降解的物质较多,接纳了城镇居民生活污水、第三产业污染源以及污水处理厂的尾水;北部水域的污染成分种类相对单一,但化学键稳定,多为难降解的有机物;东部水体有机物组分结构稳定,易在水中富集,难降解。（4）岱海DOM组分主要有C1（类络氨酸）、C2（类色氨酸）、C3（类富里酸）、C4（可溶性微生物代谢产物）和C5（类腐殖酸类）,其中难降解的富里酸和腐殖酸含量较多,春季水体中类腐殖类含量高,水体受外源影响较大;夏季类色氨酸和可溶性微生物代谢产物含量较高,水体受外源和内源影响同样显着;秋季类蛋白的色氨酸、类腐殖质的富里酸和溶解性微生物副产物含量较高,高值主要分布在岱海的北部,受人为因素影响较多的区域;冬季水体中富里酸和腐殖质含量较高,高值与人类聚集地靠近。
于婉柔[10]（2021）在《南水北调中线干渠抗生素污染分布特征及环境行为研究》文中研究表明抗生素作为一种新兴环境污染物质可通过环境介质及食物链扩散引起微生物抗菌素耐药性（AMR）以及抗性基因（ARGs）在环境中的广泛传播,影响生态系统、威胁人类健康。近年来国内外水气固三相环境中均有抗生素类物质的频繁检出,对抗生素在环境中的赋存情况、环境行为、生态风险以及健康风险等方面开展研究,为确定抗生素优先控制种类,控制抗性基因的传播及减少耐药微生物的增长具有重要意义。本研究基于超高效液相色谱质谱联用法（UHPLC-MS/MS）的基础上,针对南水北调中线干渠水源工程表层水及沉积物中抗生素的污染情况进行调研,并对抗生素分布特征、环境行为及生态风险等方面进行分析。采用固相萃取（SPE）、超声助提等分离技术,采用超高效液相色谱-质谱（UHPLC-MS/MS）联用的多物质同步检测方法,对南水北调干渠表层水体及沉积物中磺胺类（SAs）、大环内酯类（MLs）、哇诺酮类（QNs）、四环素类（TCs）、β内酰胺类（β-Ls）、林可酰胺类（LMs）以及聚醚类（PEs）7大类83种抗生素的含量与分布特征以及影响因素进行分析与研究,采用风险熵值法评估其对不同水生物种的生态风险及对不同年龄阶段人群的健康风险,获得了以下成果:（1）对水体及沉积物中83种抗生素采用SPE-UHPLC检测方法。在流速为0.2 m L/min及0.25 m L/min,进样量5.0μL,以甲醇和0.1%（v:v）甲酸的水溶液分别作为流动相的条件下,出峰及分离效果良好,标准曲线线性良好,且线性范围广（1～400 ppb）,线性系数R2均大于0.99。加标回收率分别为79.3%～115%（水）and 67.2%～129%（沉积物）,方法检出限为0.001～0.35 ng/L（水）及0.001～0.14 ng/g（沉积物）,满足定量分析要求。（2）南水北调中线水体及沉积物中共有31种抗生素检出,涉及6大类;其中β-Ls未检出。水样中单种抗生素浓度范围为nd～18.8 ng/L,沉积物中单体抗生素检出浓度为nd～43 ng/L,相比于国内其他水源地,南水北调中线干渠水体及沉积物抗生素浓度均较低。从季节性差异来看,水体春季抗生素含量显着高于夏季;沉积物无明显季节差异。从空间分布来看,水体中抗生素总浓度呈现沿程增加的趋势,各渠段抗生素含量平均值为:丹江口水库、南阳段<河南段<河北段<天津、北京段。（3）通过组成差异分析,发现MLs、LMs以及PEs的主要污染渠段为河南段,以赵庄东南（ZZDN）及候小屯西（HXTX）最为显着,需加以重视;在沉积物中,河南段沉积物中抗生素种类最多,在秋季,姚营（YY）是沉积物中MLs的主要来源,这些点位可能长期受到抗生素污染,需加以注意。（3）亲水性较强的LMs（log Kow=0.56～2.16）载荷箭头指向水中样品,而更易分布在沉积物中的MLs（log Kow=1.63～4.34）、PEs（log Kow=5.43～8.53）、QNs（log Kow=-1.03～2.50）和TCs（log Kow=-1.30～2.24）载荷箭头指向沉积物样品,表明水和沉积物组成差异明显,主要与各种类抗生素在两相间的分配行为有关。（4）通过PCA-MLR分析两季水体中抗生素的污染来源发现,干渠表层水体抗生素污染来源主要有以下几种:1)畜牧、家禽等养殖场污染;2)人为污染或直接排放污染;3)农用地土壤污染以及4)水产养殖污染。（5）选取三种模式水生生物绿藻、大型蚤和鱼,利用风险熵法评价水中抗生素的生态风险。结果表明所有检出的抗生素对绿藻、大型蚤和鱼均无生态风险（RQ<0.01）,而通过联合风险熵值RQsum的计算发现在部分断面（如新峰）对大型蚤存在低生态风险（0.01<RQsum<0.1）。利用风险熵值法评估沉积物对沉积物中抗生素对最不利生物的生态风险,发现SGD在沉积物中可能存在潜在的较低风险（0.01<RQ<0.1）。抗生素健康风险评价结果显示,南水北调干渠表层水体抗生素累积RQ值,远低于1,表明南水北调干渠抗生素无潜在健康风险。但在干渠南段ENR对0～3个月婴儿有较高风险,应加以重视。
二、水体有机污染物分析的研究进展（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、水体有机污染物分析的研究进展（论文提纲范文）
（1）泄洪对典型有机污染物迁移转化行为的影响——以丹江口水库为例（论文提纲范文）
| 1 材料和方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 研究对象 |
| 1.3 样品采集与测定 |
| 1.4 数据处理与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 3.1 水体溶解氧急剧上升促进有机污染物的化学氧化降解 |
| 3.2 雾化作用促进有机污染物的光降解 |
| 3.3 雾化作用促进有机污染物的吸附共沉淀 |
| 4 结论 |
（2）腐植酸在环境领域的应用研究综述（论文提纲范文）
| 1 污染物种类及来源 |
| 2 腐植酸在环境污染防治上的应用 |
| 2.1 腐植酸在土壤污染防治上的应用 |
| 2.2 腐植酸在水体污染防治上的应用 |
| 2.3 腐植酸在大气污染防治及温室气体减排上的应用 |
| 3 腐植酸对环境污染防治的机理 |
| 3.1 腐植酸对土壤污染防治的机理 |
| 3.2 腐植酸对水体污染防治的机理 |
| 3.3 腐植酸对大气污染防治及温室气体减排的机理 |
| 4 研究展望 |
（3）水体污染物磷酸三（1，3-二氯-2-丙基）酯对鱼类生长发育的影响及作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要缩略词表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究问题的由来 |
| 1.2 有机磷酸酯简介 |
| 1.2.1 有机磷酸酯的理化性质及用途 |
| 1.2.2 有机磷酸酯的使用现状 |
| 1.2.3 环境中常见有机磷酸酯的来源及分布 |
| 1.3 典型有机磷酸酯类化合物TDCIPP的用途及使用现状 |
| 1.4 TDCIPP在水生环境中的分布 |
| 1.4.1 自然水体 |
| 1.4.2 水体沉积物 |
| 1.4.3 水生生物 |
| 1.5 TDCIPP对水生生物的毒理学研究进展 |
| 1.5.1 内分泌干扰效应 |
| 1.5.2 神经毒性和肝毒性 |
| 1.5.3 发育毒性 |
| 1.5.4 母体传递毒性 |
| 1.6 GH/IGF轴对鱼类的生长调控 |
| 1.7 本论文研究内容及创新之处 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 主要研究内容 |
| 1.7.3 创新之处 |
| 1.8 本论文技术路线图 |
| 第二章 环境相关浓度TDCIPP两代暴露对F1 代斑马鱼生长的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要试剂及仪器 |
| 2.2.2 TDCIPP暴露液的配制 |
| 2.2.3 斑马鱼饲养及暴露实验 |
| 2.2.4 指标统计和样品收集 |
| 2.2.5 鱼体TDCIPP含量测定 |
| 2.2.6 甲状腺激素含量测定 |
| 2.2.7 基因表达分析 |
| 2.2.8 数据统计 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 96 hpf斑马鱼幼鱼的存活率和体长 |
| 2.3.2 96 hpf斑马鱼幼鱼GH/IGF轴上相关基因的表达 |
| 2.3.3 96 hpf斑马鱼幼鱼体内甲状腺激素的含量 |
| 2.3.4 30 dpf斑马鱼的存活率、体长和体重 |
| 2.3.5 F0 代和F1代30 dpf斑马鱼体内TDCIPP的含量 |
| 2.3.6 30 dpf斑马鱼GH/IGF轴上相关基因的表达 |
| 2.3.7 30 dpf斑马鱼体内甲状腺激素的含量 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 环境相关浓度TDCIPP两代暴露对F1 代斑马鱼性腺发育及子代生长的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要试剂及仪器 |
| 3.2.2 TDCIPP暴露液的配制 |
| 3.2.3 斑马鱼的饲养及暴露实验 |
| 3.2.4 指标统计和样本收集 |
| 3.2.5 鱼体内TDCIPP含量测定 |
| 3.2.6 卵细胞表面扫描电镜分析 |
| 3.2.7 精子活力和密度分析 |
| 3.2.8 卵巢组织切片观察 |
| 3.2.9 血浆中睾酮(T)和17β-雌二醇(E2)含量测定 |
| 3.2.10 基因表达分析 |
| 3.2.11 数据统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 斑马鱼体内TDCIPP的含量 |
| 3.3.2 雌性斑马鱼21 天累积产卵量和卵黄直径 |
| 3.3.3 雌性斑马鱼卵细胞表面受精孔的形态 |
| 3.3.4 雄性斑马鱼的精子密度和总运动能力 |
| 3.3.5 雌雄斑马鱼子代胚胎的孵化率 |
| 3.3.6 雌雄斑马鱼血浆中睾酮和17β雌二醇的含量 |
| 3.3.7 雌雄斑马鱼HPG轴上相关基因的表达 |
| 3.3.8 雌雄斑马鱼的性腺体质常数(GSI) |
| 3.3.9 雌性斑马鱼卵巢组织切片观察 |
| 3.3.10 雌雄斑马鱼性腺发育相关基因的表达 |
| 3.3.11 雌雄斑马鱼生殖细胞成熟相关基因的表达 |
| 3.3.12 性腺发育及生殖细胞成熟相关基因表达与生殖参数的相关性分析 |
| 3.3.13 F1 代暴露至150 dpf对F2 代斑马鱼幼鱼生长的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 母体环境相关浓度TDCIPP暴露对子代斑马鱼幼鱼生长的影响及作用机制研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 主要试剂及仪器 |
| 4.2.2 TDCIPP暴露液的配制 |
| 4.2.3 斑马鱼的养殖及暴露实验 |
| 4.2.4 卵细胞中TDCIPP含量的测定 |
| 4.2.5 正常斑马鱼胚胎的显微注射 |
| 4.2.6 转录组测序 |
| 4.2.7 蛋白组测序 |
| 4.2.8 基因表达分析 |
| 4.2.9 免疫印迹实验 |
| 4.2.10 数据统计与分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 母体暴露于TDCIPP对子代存活率及体长的影响 |
| 4.3.2 由母体传递到子代卵细胞及96 hpf幼鱼中TDCIPP的含量 |
| 4.3.3 显微注射后斑马鱼胚胎及发育至96hpf幼鱼中TDCIPP的含量 |
| 4.3.4 显微注射TDCIPP后正常斑马鱼胚胎96 hpf的存活率和体长 |
| 4.3.5 母体暴露于TDCIPP后子代卵细胞中m RNA浓度的变化及生物功能分析 |
| 4.3.6 母体暴露于TDCIPP后子代卵细胞中蛋白浓度的变化及生物功能分析 |
| 4.3.7 RT-qPCR和 Western blot对转录组和蛋白组的验证 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 TDCIPP对鲫生长的影响及作用机制研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料方法 |
| 5.2.1 主要试剂及仪器 |
| 5.2.2 TDCIPP暴露液的配制 |
| 5.2.3 鲫的饲养及暴露试验 |
| 5.2.4 鲫垂体原代细胞的分离培养 |
| 5.2.5 鲫垂体原代细胞的暴露及细胞活力检测 |
| 5.2.6 暴露液、鱼体组织及细胞培养基中TDCIPP含量的测定 |
| 5.2.7 计算机分子对接模拟计算 |
| 5.2.8 双荧光素酶报告基因实验 |
| 5.2.9 GHRH(1-29)NH2和TDCIPP处理及样本收集 |
| 5.2.10 血浆和细胞培养基生长激素(GH)含量的测定 |
| 5.2.11 细胞内腺苷酸环化酶(AC)的测定 |
| 5.2.12 细胞内环磷酸腺苷(c AMP)的测定 |
| 5.2.13 基因表达的测定 |
| 5.2.14 数据统计与分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 暴露水体中TDCIPP的实际含量 |
| 5.3.2 TDCIPP暴露对鲫生长的影响 |
| 5.3.3 暴露90 天后鲫肝脏和脑中TDCIPP的含量 |
| 5.3.4 TDCIPP暴露对鲫下丘脑、垂体和肝脏中GH/IGF轴相关基因的表达的影响 |
| 5.3.5 TDCIPP暴露对鲫血浆生长激素(GH)含量的影响 |
| 5.3.6 TDCIPP暴露后垂体细胞活力、基因表达及培养基中GH和 TDCIPP的含量 |
| 5.3.7 TDCIPP与鲫Ghrhr蛋白间相互作用计算 |
| 5.3.8 转染后GHRHR的检测及药物处理后荧光素酶活性 |
| 5.3.9 C-FBS培养的垂体细胞TDCIPP暴露后ghs的表达 |
| 5.3.10 C-FBS培养的垂体细胞药物处理后细胞内的AC水平 |
| 5.3.11 C-FBS培养的垂体细胞药物处理后细胞内的c AMP水平 |
| 5.3.12 C-FBS培养的垂体细胞药物处理后细胞ghs的表达 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 全文总结及展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 在校期间发表论文 |
| 致谢 |
（4）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（5）乌梁素海流域氮污染来源的时空特征解析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 氮氧同位素技术研究进展 |
| 1.2.1 前处理方法研究进展 |
| 1.2.2 硝酸盐来源识别研究进展 |
| 1.2.3 硝酸盐来源定量研究进展 |
| 1.3 SWAT模型应用研究进展 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 研究材料及方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候特征 |
| 2.1.4 土壤与植被 |
| 2.2 采样及实验室分析 |
| 2.2.1 样点布设 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 实验室分析 |
| 2.3 源解析方法 |
| 2.3.1 同位素质量混合模型原理 |
| 2.3.2 源定量分析 |
| 第3章 乌梁素海流域氮分布特征分析 |
| 3.1 乌梁素海流域水体总氮分布特征 |
| 3.1.1 企业排污口水体总氮分布特征 |
| 3.1.2 排干水体总氮分布特征 |
| 3.1.3 湖区水体总氮分布特征 |
| 3.2 乌梁素海流域水体氨氮分布特征 |
| 3.2.1 企业排污口水体氨氮分布特征 |
| 3.2.2 排干水体氨氮分布特征 |
| 3.2.3 湖区水体氨氮分布特征 |
| 3.3 乌梁素海流域水体硝酸盐分布特征 |
| 3.3.1 企业排污口水体硝酸盐分布特征 |
| 3.3.2 排干水体硝酸盐分布特征 |
| 3.3.3 湖区水体硝酸盐分布特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 乌梁素海流域硝酸盐来源季节性分布特征研究 |
| 4.1 乌梁素海流域主要硝酸盐来源指纹特征分析 |
| 4.1.1 一般污染源氮氧同位素特征 |
| 4.1.2 乌梁素海流域典型污染源氮氧同位素特征 |
| 4.2 乌梁素海流域氮氧同位素季节性变化 |
| 4.3 乌梁素海流域硝酸盐来源类型分析 |
| 4.4 乌梁素海流域迁移转化过程分析 |
| 4.4.1 乌梁素海流域硝酸盐迁移转化过程分析 |
| 4.4.2 乌梁素海流域水体氢氧同位素分析 |
| 4.5 乌梁素海流域硝酸盐来源贡献估算 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 乌梁素海流域氮污染空间分布研究 |
| 5.1 乌梁素海流域SWAT模型的构建 |
| 5.1.1 空间数据库 |
| 5.1.2 子流域划分 |
| 5.2 乌梁素海流域SWAT模型的适用性评价 |
| 5.2.1 参数敏感性分析 |
| 5.2.2 率定与验证 |
| 5.3 乌梁素海流域氮污染负荷空间分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 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）基于梯级沟渠系统的农业非点源污染控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 研究背景及意义 |
| 1.2.1 研究背景 |
| 1.2.2 研究目的与意义 |
| 1.3 研究进展 |
| 1.3.1 农业面源污染控制措施 |
| 1.3.2 沟渠去除农业面源污染物的迁移转化机理 |
| 1.3.3 沟渠去除农业面源污染物的影响因素 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 2 研究区概况与实验方案 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品分析方法 |
| 2.3 主要实验仪器与药品 |
| 2.4 实验方案概述 |
| 2.4.1 梯级沟渠农业非点源污染控制室内模拟实验 |
| 2.4.2 梯级沟渠农业非点源污染控制野外实验 |
| 2.4.3 沟渠底泥干湿交替模拟研究 |
| 2.5 数据处理与分析 |
| 3 不同特征沟渠污染物变化特征 |
| 3.1 王家坝河道沟渠污染物变化特征 |
| 3.1.1 采样布点 |
| 3.1.2 沟渠主要理化性质 |
| 3.1.3 主要污染物变化特征 |
| 3.2 农田沟渠污染物特征 |
| 3.2.1 采样布点 |
| 3.2.2 沟渠主要理化性质 |
| 3.2.3 主要污染物变化特征 |
| 3.3 南照镇河道支流沟渠污染物变化特征 |
| 3.3.1 采样布点 |
| 3.3.2 沟渠主要理化性质 |
| 3.3.3 主要污染物变化特征 |
| 4 梯级沟渠控制农业非点源污染物实验室模拟研究 |
| 4.1 室内实验设计 |
| 4.1.1 梯级沟渠设计 |
| 4.1.2 实验用水 |
| 4.1.3 室内实验设计 |
| 4.1.4 取样设计 |
| 4.2 氮在梯级沟渠的迁移转化 |
| 4.2.1 氮的沿程变化规律 |
| 4.2.2 氮随时间变化规律 |
| 4.2.3 氮的垂向传输变化 |
| 4.3 磷在梯级沟渠的迁移转化 |
| 4.3.1 磷的沿程变化规律 |
| 4.3.2 磷随时间变化规律 |
| 4.3.3 磷的垂向传输变化 |
| 4.4 环境变化对梯级沟渠截留污染物的影响 |
| 4.4.1 温度 |
| 4.4.2 酸碱度 |
| 4.4.3 水力停留时间 |
| 4.5 小结 |
| 5 梯级沟渠控制农业非点源污染物野外实验研究 |
| 5.1 梯级沟渠野外实验设计 |
| 5.1.1 梯级沟渠野外实验场地 |
| 5.1.2 梯级沟渠野外实验设计与取样 |
| 5.2 主要污染物沿程含量变化 |
| 5.2.1 梯级沟渠主要样品理化性质 |
| 5.2.2 梯级沟渠水体主要污染物含量变化 |
| 5.2.3 梯级沟渠底泥主要污染物含量变化 |
| 5.3 梯级沟渠强化措施设计 |
| 5.4 小结 |
| 6 沟渠底泥干湿交替室内模拟研究 |
| 6.1 沟渠底泥覆水实验设计 |
| 6.1.1 处理设计与样品采集 |
| 6.1.2 培养方法 |
| 6.2 干湿交替对底泥基本理化性质影响特征 |
| 6.2.1 原状底泥理化性质 |
| 6.2.2 秸秆混合底泥理化性质 |
| 6.3 不同基质底泥氮磷变化特征 |
| 6.3.1 原状底泥氮磷变化 |
| 6.3.2 秸秆混合底泥氮磷变化 |
| 6.4 主要污染物变化分析 |
| 6.4.1 不同实验条件污染物含量变化对比 |
| 6.4.2 不同强度实验底泥氮磷的分子荧光分析 |
| 6.4.3 影响氮磷在底泥中含量的相关性分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 存在的问题及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（7）有机污染物气相自由基反应速率常数的3D-QSAR及HQSAR研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机污染物 |
| 1.2 定量构效关系 |
| 1.3 QSAR模型构建方法及步骤 |
| 1.4 研究目的、意义和国内外现状 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 研究现状 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 实验方法 |
| 2.1 分子模型构建及构象优化 |
| 2.2 CoMFA方法 |
| 2.3 HQSAR方法 |
| 第三章 有机污染物羟基自由基速率常数的3D-QSAR与 HQSAR研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验数据 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 CoMFA模型 |
| 3.3.2 HQSAR模型 |
| 3.3.3 CoMFA模型分析 |
| 3.3.4 HQSAR模型分析 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 有机污染物氯自由基速率常数的3D-QSAR与 HQSAR研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验数据 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CoMFA模型 |
| 4.3.2 HQSAR模型 |
| 4.3.3 CoMFA模型分析 |
| 4.3.4 HQSAR模型分析 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 有机污染物硝基自由基速率常数的HQSAR研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验数据 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 HQSAR模型 |
| 5.3.2 HQSAR模型分析 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 水体有机污染物臭氧和羟自由基速率常数的HQSAR研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验数据 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 羟基自由基反应速率模型 |
| 6.3.2 臭氧反应速率模型 |
| 6.3.3 羟基自由基模型分析 |
| 6.3.4 臭氧模型分析 |
| 6.4 结论 |
| 第七章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间参加科研情况及获得的学术成果 |
（8）微塑料对氟喹诺酮类抗生素的吸附作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微塑料的来源、环境水平和环境风险 |
| 1.1.1 微塑料简介 |
| 1.1.2 微塑料的环境水平 |
| 1.1.3 微塑料的生态风险 |
| 1.2 微塑料吸附有机污染物 |
| 1.2.1 微塑料吸附环境水体中的有机污染物 |
| 1.2.2 测定平衡分配系数K_d的方法 |
| 1.2.3 微塑料对有机污染物的吸附机理 |
| 1.3 抗生素 |
| 1.3.1 抗生素的来源及分布 |
| 1.3.2 抗生素的环境危害 |
| 1.3.3 抗生素的吸附行为 |
| 1.3.4 微塑料对抗生素的吸附 |
| 1.4 论文选题依据、研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 微塑料的制备与表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 微塑料的制备 |
| 2.2.3 微塑料的表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 微塑料的成分表征 |
| 2.3.2 微塑料的结构表征 |
| 2.3.3 微塑料的表面性质 |
| 2.3.4 微塑料的表面电荷 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 微塑料对加替沙星和诺氟沙星的吸附动力学 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.2.3 批量吸附平衡实验 |
| 3.2.4 吸附动力学模型 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 加替沙星和诺氟沙星的分析检测 |
| 3.3.2 吸附动力学 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 微塑料吸附抗生素的能力 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 吸附等温线批量实验 |
| 4.2.3 两种抗生素检测吸附量计算 |
| 4.2.4 吸附等温线模型 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 微塑料的成分和粒径对吸附的影响 |
| 4.3.2 pH值对微塑料吸附加替沙星和诺氟沙星的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（9）岱海COD时空分布特征及来源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景与研究意义 |
| 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 COD(化学需氧量)的概述 |
| 1.2.2 COD紫外表征识别研究进展 |
| 1.2.3 COD红外表征识别研究进展 |
| 1.2.4 COD荧光表征识别研究进展 |
| 1.3 研究目的与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 课题来源 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气象水文 |
| 2.1.3 土地利用类型 |
| 2.1.4 社会经济概况 |
| 2.1.5 污染源情况统计 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.1 样品的采集 |
| 2.2.2 野外实测数据 |
| 2.2.3 室内理化指标测定 |
| 2.2.4 室内光谱测定 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 湖库水质指数法 |
| 2.3.2 荧光区域积分法(FRI) |
| 2.3.3 荧光指数(FI、BIX、HIX) |
| 2.3.4 绘图与数据处理 |
| 第三章 岱海COD时空分布特征 |
| 3.1 岱海历史水质变化特征 |
| 3.2 岱海水环境现状特征 |
| 3.3 岱海入湖河流水质特征 |
| 3.4 岱海湖区COD季节变化分析 |
| 3.5 岱海湖区COD空间分布规律 |
| 3.6 岱海湖区水质指数变化特征 |
| 第四章 岱海COD光学结构特征及来源解析 |
| 4.1 紫外—吸收光谱特征分析 |
| 4.1.1 岱海COD组分季节性特征分析 |
| 4.1.2 岱海湖区COD组分空间分布特征分析 |
| 4.1.3 岱海DOM的紫外光谱指数影响因素分析 |
| 4.2 红外—光谱特征分析 |
| 4.2.1 岱海COD组分季节性特征分析 |
| 4.2.2 岱海湖区COD组分空间性特征分析 |
| 4.3 三维荧光—光谱特征分析 |
| 4.3.1 入湖河流COD荧光组分特征分析 |
| 4.3.2 入湖河流光谱指数特征分析 |
| 4.3.3 湖区COD荧光时空分布分析 |
| 4.3.4 湖区光谱指数特征分析 |
| 4.3.5 水体中DOM各组分荧光强度与光谱指数的相关性分析 |
| 第五章 讨论与结论 |
| 5.1 讨论 |
| 5.1.1 岱海COD时空分布特征分析 |
| 5.1.2 岱海入湖河流DOM的来源分析 |
| 5.1.3 岱海湖区DOM的来源分析 |
| 5.2 结论 |
| 5.3 创新点 |
| 5.4 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 读研期间主要项目经历及科研成果 |
（10）南水北调中线干渠抗生素污染分布特征及环境行为研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 抗生素概述 |
| 1.1.1 抗生素的生产和使用 |
| 1.1.2 环璄中抗生素的来源及分布 |
| 1.1.3 抗生素残留的危害 |
| 1.1.4 环境样品中抗生素残留的分析方法 |
| 1.2 国内外抗生素研究进展 |
| 1.2.1 国内污染研究进展 |
| 1.2.2 国外污染研究进展 |
| 1.2.3 风险评估方法 |
| 1.3 环境中分析对象物质及特征 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要仪器与设备 |
| 2.2.2 标准样品及试剂 |
| 2.2.3 常规指标测定 |
| 2.2.4 样品前处理 |
| 2.2.5 仪器分析 |
| 2.2.6 质量控制与数据处理 |
| 3 南水北调中线干渠抗生素污染特征 |
| 3.1 采样点布设与样品采集 |
| 3.1.2 表层水体样品采集 |
| 3.1.3 沉积物样品采集 |
| 3.2 水体、沉积物中抗生素总检出情况 |
| 3.2.1 总检出情况 |
| 3.2.2 与国内水源水对比分析 |
| 3.3 水体、沉积物中抗生素的时空分布特征 |
| 3.3.1 水体、沉积物中抗生素的季节分布特征 |
| 3.3.2 水体、沉积物中抗生素的空间分布特征 |
| 3.4 水体、沉积物中抗生素组成差异分析 |
| 4 南水北调中线干渠抗生素污染来源解析及环境行为研究 |
| 4.1 表层水体抗生素污染来源解析 |
| 4.2 抗生素分布与环境因子关系 |
| 4.3 抗生素在水体/沉积物中的分配行为 |
| 5 环境风险评价与健康风险评价 |
| 5.1 环境风险评价 |
| 5.1.1 水体典型抗生素生态风险评估 |
| 5.1.2 沉积物典型抗生素生态风险评估 |
| 5.2 健康风险评价 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
四、水体有机污染物分析的研究进展（论文参考文献）
- [1]泄洪对典型有机污染物迁移转化行为的影响——以丹江口水库为例[J]. 张胜,苏紫颖,林莉,陶晶祥,潘雄,董磊. 湖泊科学, 2022
- [2]腐植酸在环境领域的应用研究综述[J]. 王一博,吕东妍,刘长勇,马献发. 腐植酸, 2021(04)
- [3]水体污染物磷酸三（1，3-二氯-2-丙基）酯对鱼类生长发育的影响及作用机制研究[D]. 张永康. 华中农业大学, 2021(02)
- [4]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [5]乌梁素海流域氮污染来源的时空特征解析研究[D]. 王希欢. 中国环境科学研究院, 2021(02)
- [6]基于梯级沟渠系统的农业非点源污染控制研究[D]. 孙锐. 安徽理工大学, 2021(02)
- [7]有机污染物气相自由基反应速率常数的3D-QSAR及HQSAR研究[D]. 雷斌. 西安石油大学, 2021
- [8]微塑料对氟喹诺酮类抗生素的吸附作用[D]. 王一飞. 浙江师范大学, 2021(02)
- [9]岱海COD时空分布特征及来源解析[D]. 梁旭. 内蒙古大学, 2021
- [10]南水北调中线干渠抗生素污染分布特征及环境行为研究[D]. 于婉柔. 北京交通大学, 2021(02)