一、The Effect of Flow on Pollution and Remediation in Groundwater（论文文献综述）
江晓铭[1]（2021）在《过硫酸盐在岩溶管道地下水中的稳定性及其对苯系物的去除效果》文中提出原位化学氧化（In situ chemical oxidation,ISCO）,是一种高效、便捷的去除含水介质中有机污染物的技术,在修复地下水和土壤中石油烃有机污染方面得到广泛的应用。为了更好地认识ISCO技术在岩溶管道介质中应用可行性,以岩溶管道地下水中汽油污染为研究对象,在实验室采用碳酸盐岩管道模型,使用过硫酸盐（Persulfate,PS）作为化学氧化剂,在控制管道总流量为120 m L/h的水力条件下,开展在岩溶管道中的过硫酸盐稳定性实验及其对汽油苯系物的氧化修复实验,探查不同浓度的PS在岩溶管道内的迁移规律及其稳定性,评价活化/未活化的PS在流水/静水状态下对岩溶管道中的汽油苯系物（BTEX）的氧化去除效果及其化学氧化过程对水化学特征的影响。通过实验分析,主要成果如下:（1）PS在未污染的岩溶管道中具有较好的稳定性和较强的迁移能力。在长度为3.67 m,流速为1.08 m/d的管道中,5 g/L（低）、10 g/L（中）浓度的PS质量回收率分别为74.6%、84.3%;20 g/L（高）浓度的PS在管道中有一定的分解,但仍具有良好的稳定性,其质量回收率为75.7%;三种浓度的PS平均迁移速度分别为0.85 m/d、0.96 m/d、1.22 m/d。（2）在PS:BTEX摩尔比为18:1的情况下,PS能有效地去除岩溶管道地下水中的BTEX。流水状态下,BTEX在出水中的浓度由62.3 mg/L下降至33.3 mg/L,单位时间内BTEX的减少量为4.14 mg/h;静水状态下,单位时间内BTEX的减少量为0.60 mg/h。BTEX浓度的衰减过程遵循准一级反应动力学方程,在流水状态下BTEX的衰减速率常数为0.0056 h-1,静水状态下BTEX的衰减速率常数为0.0029 h-1;PS在岩溶管道中呈现出较好的氧化效果,并且流水状态下的BTEX去除效果比静水状态下的效果好。（3）利用Fe2+活化可以增强PS的氧化性,提高对BTEX的氧化去除效果。当PS:Fe2+摩尔比为4:1,PS:BTEX摩尔比为18:1的情况下,流水状态下出水中的BTEX浓度由60.3 mg/L下降至23.1 mg/L,单位时间内BTEX的减少量和衰减系数常数分别为4.60mg/h和0.0071 h-1。（4）PS氧化过程会导致水体中pH值降低,由7.9下降至7.5,促进碳酸盐岩溶蚀,使得水体中钙离子浓度升高,硫酸根浓度和溶解氧浓度也随着反应进行而增大,同时提高水体的氧化还原电位和电导率;Fe2+活化使得PS大量分解,活化后水体pH值更低,由8.0下降至6.9,产生更多的硫酸根,电导率和氧化还原电位更高,活化后PS的氧化过程对水化学特征的影响较大。
李久辉[2]（2021）在《地下水LNAPLs污染溯源辨析》文中提出石油及石油类产品往往会由于处理不当或突发事故等原因,泄漏并进入到含水层中,对地下水造成污染。与地表水污染不同,地下水污染埋藏于地表面以下,存在并运移于岩土的空隙介质之中,具有存在的隐蔽性和发现的滞后性等特点,因此即使发生了污染,通常也难以被及时发现,导致人们对于含水层中的污染源信息缺乏了解和掌握。这给地下水污染肇事者责任认定、污染风险评价、污染物质运移预测和污染修复方案设计都带来了很大的困难。因此,开展关于地下水污染溯源辨析的研究至关重要。地下水污染溯源辨析是指在资料收集、野外现场调查和定性分析等辅助工作的基础上,利用有限的现场实测监测数据（水位和浓度）,对刻画地下水污染的数值模拟模型进行反向求解,从而确定含水层中污染源的信息,包括污染源的个数、空间位置与释放历史等。地下水污染溯源辨析属于数理方程反问题,常常具有不适定性与非线性的特点。目前,地下水污染溯源辨析仍处于发展阶段,有关地下水轻非水相流体（Light non-aqueous phase liquids,LNAPLs）污染的溯源辨析研究更是鲜有报道。LNAPLs大多具有低水溶性、高毒性、比重小于水、容易挥发扩散、易被微生物降解的特点。进入地下水后会对用水安全及生态环境造成危害。因此,制定合理高效的LNAPLs污染修复方案对LNAPLs污染进行修复显得格外重要。然而,辨析和掌握含水层中LNAPLs污染源的信息是制定污染修复方案的重要前提。因此,进行地下水LNAPLs污染溯源辨析研究具有重要的理论意义和实际应用前景。本文采用理论分析与实际例子相结合的研究方式,通过模拟-优化方法、最优互补降噪方法、人工智能集对替代模型、自适应混合灰狼优化算法、蒙特卡洛方法等多种理论与方法的综合运用,对地下水LNAPLs溯源辨析研究前沿中仍待解决的科学问题开展深入研究,拓展和丰富地下水污染溯源辨析的理论、方法和技术内涵。首先,在进行资料收集、野外现场调查和定性分析等辅助工作的基础上,根据研究区的具体条件,对研究区的地质及水文地质条件进行概化处理,建立研究区的概念模型。充分利用前期工作成果,对待求的含水层参数和污染源信息赋予初估值,初步建立刻画污染物质运移的地下水LNAPLs污染多相流数值模拟模型。之后,为了改进对动态监测数据降噪处理的效果,本文基于经验模态分解方法、集合经验模态分解方法和互补集合经验模态分解方法,构建了最优互补降噪方法,再将其应用于假想例子动态监测数据的降噪试验,对其适用性和有效性进行分析后,将其应用于实际例子动态监测数据的降噪处理,为后续研究奠定坚实基础。然后,采用敏感性分析方法,筛选出对多相流数值模拟模型输出结果影响较大的模拟模型参数。将筛选出的模拟模型参数和地下水污染源信息都作为待求变量,并运用拉丁超立方抽样方法在其取值范围内进行抽样。把抽样得到的样本依次输入到多相流数值模拟模型并进行正演计算,以获得训练样本与检验样本。运用训练样本与检验样本分别对长短期记忆神经网络替代模型和深度信念神经网络替代模型进行训练与检验。通过调整神经网络结构的深度、超参数、权值和偏置,提高替代模型对具有复杂非线性映射关系模拟模型的逼近精度。为了使长短期记忆神经网络替代模型和深度信念神经网络替代模型发挥自身优势,基于上述两者建立了人工智能集对替代模型。将人工智能集对替代模型与基于其他单一方法的替代模型进行对比,分析人工智能集对替代模型的精度和适用性。最后,建立非线性规划优化模型,并将人工智能集对替代模型作为等式约束条件嵌入到优化模型中。探索非线性规划优化模型的有效解法,在传统灰狼优化算法中引入莱维飞行随机游走策略、Metropolis接受准则和自适应权重策略对其进行改进,构建了自适应混合灰狼优化算法。应用自适应混合灰狼优化算法求解优化模型,获得模拟模型参数和污染源信息的辨析结果。同时对自适应混合灰狼优化算法的适用性进行分析。另外,在获得模拟模型参数辨析结果的基础上,对模拟模型参数取值给予随机扰动,通过蒙特卡洛方法和模拟-优化方法综合运用,分析模拟模型参数的随机变化对地下水LNAPLs污染源辨析结果的不确定性影响。得到污染源位置和污染物质泄漏量的数字特征、概率分布和不同置信水平下污染源信息的置信区间,为决策者提供更加丰富的参考依据。基于以上的研究内容,得出了以下几条主要结论:（1）为了改进对动态监测数据降噪处理的效果,基于经验模态分解方法、集合经验模态分解方法和互补集合经验模态分解方法构建了最优互补降噪方法。最优互补降噪方法的降噪效果,优于三种单一方法的降噪效果,更适用于地下水动态监测数据的降噪处理。（2）长短期记忆神经网络替代模型和深度信念神经网络替代模型对多相流模拟模型的逼近精度,均高于极限学习机替代模型和克里格替代模型。基于长短期记忆神经网络替代模型和深度信念神经网络替代模型,建立了人工智能集对替代模型。人工智能集对替代模型对多相流模拟模型的逼近精度,优于其他四种单一的替代模型。人工智能集对替代模型对于变量种类多、具有复杂非线性映射关系的多相流数值模拟模型拟合能力更好。（3）探索非线性规划优化模型的有效解法。将莱维飞行随机游走策略、Metropolis接受准则和自适应权重策略引用于传统灰狼优化算法中,能够使传统灰狼优化算法得以改进。基于莱维飞行和Metropolis接受准则的自适应混合灰狼优化算法能够在不陷入局部最优解的前提下,快速搜索到全局最优解,提高地下水LNAPLs污染溯源辨析结果的精度。（4）基于模拟-优化方法进行地下水LNAPLs污染溯源辨析只能得到唯一的辨析结果。为了分析模拟模型参数的随机变化对污染源辨析结果的不确定性影响。将蒙特卡洛方法与模拟-优化方法结合运用,对地下水LNAPLs污染溯源辨析结果进行不确定性分析,能够获得污染源信息辨析结果的数字特征、概率分布及其在不同置信水平下污染源信息的置信区间。从而为决策者提供更加丰富的参考依据。
姚猛[3]（2021）在《AS过程中非均质地层界面气流迁移机制及对修复效果影响研究》文中研究表明原位空气扰动技术（Air sparging,AS）在处理半挥发性和挥发性有机污染的地下水方面具有显着的效果,被认为是最有效的方法之一。因此,AS技术在过去的几十年里得到了广泛的关注和研究。然而,自然界含水层常常是复杂的,基于均质含水层条件下气流的迁移和分布规律来设计AS系统,往往会导致修复效果的减弱。近年来,地层非均质性被认为是制约AS技术实际应用的关键问题,但现有研究对于非均质含水层中影响气流迁移分布的具体原因认识还不够充分,缺乏深入的理论分析。目前已有研究尝试通过相邻介质渗透系数比来描述不同类型非均质含水层对气流迁移的影响程度,但该方式缺乏相应的理论依据,且渗透系数为描述地下水在多孔介质中渗流快慢的参数,而AS技术是气相驱替水相的过程。因此,如何从理论上寻找合适的参数来定量描述不同类型非均质含水层对气流迁移的影响程度是尤为重要的。以往的研究发现AS修复非均质含水层时存在气体聚集的现象,但并未深入探究气体累积的过程,在气体累积的发生条件、长度和厚度等方面缺乏相关的定量描述和分析,而气体累积行为可能明显影响着气流迁移和流量分布规律。更重要的是,气体流量空间分布是影响AS修复效果的重要因素之一,但目前国内外均没有关于非均质含水层中气体流量空间分布模型的研究和报道。在含有透镜体含水层中,近年来的研究主要围绕低渗透性透镜体对于气流迁移的影响,但自然界地层是复杂的,通常包含由高或低渗透性介质形成的透镜体,目前有关高渗透性透镜体对于气流迁移分布机制及污染物修复效果的影响尚不清楚。另外,目前有关非均质含水层中强化AS修复效果方面的研究鲜有报道。上述问题的存在,使非均质含水层中AS系统的设计缺少理论指导,影响了AS技术在非均质含水层中的应用。本论文研究发现导致非均质含水层中AS修复效果减弱的主要原因是非均质地层界面,其决定了气流在非均质含水层中的迁移分布规律。现有研究忽略了一个基本和关键的问题,即透镜体和背景介质之间存在地层双界面。在此基础上,本论文创新性提出了透镜体地层双界面效应。本论文针对层状非均质和含有透镜体含水层情形,通过光透射和染色示踪开展了非均质地层界面气流迁移分布机制的可视化模拟研究;以挥发性有机污染物苯和半挥发性有机污染物硝基苯作为目标污染物,通过气体流量、含水率和污染物的监测,分析研究污染物浓度的时空演化和非均质地层界面对修复效果的影响。针对非均质地层界面导致AS修复效果不佳的情况,采用了表面活性剂强化修复,提高了修复效率。取得了主要研究成果如下:1.层状非均质地层界面气流迁移分布机制（1）层状非均质地层界面对气流的迁移机制取决于地层界面上部和下部地层气体进入的压力差（ΔPe）,压力差越小,气流越容易穿越地层界面,反之则发生气流的阻截。地层界面的压力差,可以用地层界面下部和上部地层渗透系数比（R）来表征,二者具有很好的对应关系。当R≤1.0时,发现气流可以很容易通过界面,我们定义为“气流非阻截型界面”,地层界面以上曝气角减小,影响区域（ZOI）面积减小。当R>1.0时,发现地层界面对气流发生了阻截,定义为“气流阻截型界面”,阻截的气流厚度和长度随着R和气体进入流量的增加均呈现对数增加。此时地层界面以上曝气角为0,气体累积的长度决定了ZOI面积,极大的增加了ZOI面积。（2）发现了三种类型气流分布模式,建立了气流分布数学模型:R≤1.0时,气流呈高斯分布;1.0<R<2.2时,气流呈梯形分布;R≥2.2时,气流呈指状分布。这一发现拓展了AS技术理论研究。2.透镜体地层双界面气流迁移分布机制（1）当背景介质与透镜体渗透系数比R>1.0时,气流不容易进入透镜体,地层下界面为“气流阻截型界面”。当R<1.0时,气流容易通过地层下界面进入透镜体,但气流离开透镜体时,地层上界面具有一定的阻截,为“气流阻截型界面”。当0.2<R<2.2时,阻截的气流厚度并不明显;而当R≥2.2或R≤0.2时,阻截的气流厚度随气体注入流量的增加呈对数增加。另外,当R<1.0和R≥5.7时,ZOI面积减小了22%以上。（2）发现了四种类型气流分布模式,建立了气流分布数学模型:R≥5.7时,双峰分布;2.2≤R<5.7时,地层下界面诱导的指状分布;-0.2<R<2.2时,高斯分布;和R≤0.2时,地层上界面诱导的指状分布。这一发现完善了AS技术理论体系。3.非均质地层界面对AS修复效果的影响（1）气体流量空间分布可以更好地描述ZOI内污染物的去除情况。层状非均质地层界面R≥2.2时,气流指状分布导致地层界面上方ZOI内出现了AS修复盲区,明确了层状非均质含水层AS修复效果减弱的机制,为后续AS技术的方案优化及强化提供了理论支撑。（2）透镜体地层双界面R≥5.7时,透镜体内部污染物仅能依赖较低效率的扩散机制缓慢去除,限制了AS修复能力。在含有砾石透镜体含水层（R=0.2）中,发现了AS过程中由于气泡脉动引起的水循环带的特殊效应,水循环带的发现扩大了地下水中污染物修复范围,使其ZOI面积和平均污染物去除通量分别提高了5倍和2倍以上。此时,AS影响区域包括了气流带和水循环带,这一发现修正了传统对AS影响区域仅包含气流带的认知。另外,水循环带出现需要一定的气泡运移路径,本研究中为4cm左右。4.非均质地层界面对表面活性剂强化AS修复效果的影响（1）在十二烷基苯磺酸钠（SDBS）溶液为800mg/L时,层状非均质地层界面ΔPe从0.3kPa减小为0.1kPa;透镜体地层双界面ΔPe从1.1kPa减小为0.3kPa。（2）通过降低地下水表面张力,降低了“气流阻截型界面”效应,增强了气流通过非均质地层界面后分布的均匀性,从而明显改善了非均质地层界面对AS修复效果不利的影响,提高了非均质含水层中AS修复效率。本论文的主要创新体现在:发现不同类型非均质地层界面可以通过地层界面气体进入压力差进行定量描述,为后续相关研究工作的开展提供理论支持。发现了层状非均质地层界面三种类型气体流量空间分布模型和透镜体地层双界面四种类型气体流量空间分布模型,厘清了非均质地层界面和气体注入流量对气流迁移行为的影响机制,其中气流指状分布导致地层界面上方ZOI内出现了AS修复盲区。上述研究明确了AS修复层状非均质含水层效果减弱的机制,为后续AS技术的方案优化及强化提供了理论支撑。首次发现了由于砾石透镜体中气泡脉动引起的水循环带的特殊效应,水循环带的发现扩大了地下水中污染物修复范围,此时AS影响区域包括了气流带和水循环带两部分。这一发现修正了传统AS对影响区域仅包含气流带的认知。
王志刚[4]（2021）在《新型铁碳功能材料应用于农田地下水污染的修复性能研究》文中指出地下水是人类重要的淡水资源,其开发利用在近年来一直呈逐年增长的趋势。目前,全国约有61%的城市以地下水作为饮用水源,其水质情况影响着人们的健康安全。研究表明,农肥滥用、固废淋滤下渗和大气沉降等活动都将对地下水水质造成不良影响,其中农肥滥用造成的农田地下水污染更是造成区域地下水污染的主要元凶。农田地下水污染水质成分复杂,硝酸盐作为最常见污染物之一,在各污染区域中被广泛检出。硝酸盐自身并不存在危害,但其反硝化生成的亚硝酸盐则将对人体构成严重危害。开发切实有效的地下水修复技术刻不容缓。铁碳微电解技术具有适用范围广、工艺简单、综合效果好等优点,在地下水修复方面具有广阔的应用前景。而铁碳材料的制备创新则是该领域研究的热点。本文以高温碳化还原的方式制备了碳包覆型的新型铁碳材料。试验讨论了材料在制备过程中糖铁质量比、碳化还原时间、碳化还原温度和预热解温度等因素对所制备材料在硝酸盐氮的去除效果上的影响,从而得到新型铁碳材料的最佳制备条件,并以SEM、XRD、FT-IR和氮气吸脱附对最佳制备条件下的铁碳材料的表观形貌,比表面积、晶体结构及官能团组成进行了表征分析,深入了解了材料的基本性能;通过静态试验研究了材料投加量,初始溶液浓度,初始p H和溶液共存离子对新型铁碳材料去除硝酸盐氮的性能影响,并对新型材料的去除机理进行了初步探讨;考察了新型铁碳材料在动态反应中的去除效果。得到的主要结论如下:（1）以琼脂包裹还原铁粉后再高温碳化制备新型铁碳材料的思路是可行的。当还原铁粉与琼脂和淀粉的质量比为1:3:1时,混合材料在碳化还原温度为800℃的条件下恒温2h所制备得到的新型铁碳材料对硝酸盐氮的去除效果最好。当硝酸盐氮初始浓度为30mg/L,投加量为20g/L的新型铁碳材料在不调节p H的条件下反应48h的去除率为85.6%,是相同实验条件下还原铁粉去除率的1.2倍,多糖炭的1.5倍。（2）SEM图中可观察到新型铁碳材料表面包裹着片状的多孔碳壳,材料比表面积大;氮气吸脱附测试中表明新型材料的孔隙大小主要分布在3.405～4.32nm之间,材料孔隙以介孔为主,新型铁碳材料比表面积为208.281m2/g,从而验证了SEM中的结论;XRD测试结果表明,材料中的铁主要以零价铁的形式存在,材料经高温碳化还原后能实现氧化铁向零价铁的转化;FT-IR测试表明新型铁碳材料与多糖碳表面官能团相似,但由于材料保存过程中难免会存在氧化,测试中存在少量的Fe-O特征峰。（3）通过静态试验考察了不同实验条件对新型铁碳材料去除硝酸盐氮的影响。研究表明:新型铁碳材料的吸附容量是有限的,随着初始硝酸盐氮浓度的增加,材料对硝酸盐氮的单位吸附量不断增加而去除率则不断降低;新型铁碳材料在酸性条件下能更快的实现硝酸盐氮的去除,且去除效果也更好,在较宽的p H范围内材料都表现出较好的去除效果,在中性条件下,材料对硝酸盐氮也有良好的去除效果。在静态试验确定的最佳实验条件下,即溶液p H取7,硝酸盐初始溶液浓度为20mg/L时,1.5g新型铁碳材料在反应48h后能去除98.81%的硝酸盐。溶液中阴离子的存在将严重阻碍新型铁碳材料对硝酸盐氮的去除,而Ca2+、Mg2+阳离子对去除效果影响不大。（4）试验对新型铁碳材料去除硝酸盐氮的动力学过程进行了数据拟合分析。其中准二级动力学模型的R2（0.956）值最高。说明材料吸附硝酸盐氮的过程中化学吸附起主导作用,即新型铁碳材料主要通过电化学作用实现水中硝酸盐氮的还原去除;试验在进行等温吸附模型拟合时,发现Langmuir方程拟合确定的最大单位吸附量与试验数值相近,拟合度R2也最大,即Langmuir等温吸附模型更能反应新型铁碳材料对硝酸盐氮的整个吸附过程。（5）新型铁碳材料还原去除硝酸盐氮的主要产物为氨氮。当反应24h后,氨氮含量占初始氮含量的68.7%;亚硝酸盐是还原过程中的一中间产物,其浓度呈先升高后降低的趋势,当硝酸盐的还原去除过程逐渐趋于稳定时,溶液中的亚硝酸盐含量也趋近于零;溶液中总氮含量在24h后有明显下降,说明还原过程中存在氮气的生成。（6）以新型铁碳材料为填料的柱A在动态实验中表现出良好的去除效果。当运行时间来到6120min后,材料才达到完全失效,期间总计去除硝酸盐氮130.61mg;在对动态试验数据进行模型拟合时发现,Thomas动态模型拟合相关度高且计算得到的平衡吸附量与实验值最接近,因此,该模型更适合描述新型铁碳材料对硝酸盐氮的动态吸附过程。
蓝天峁[5]（2020）在《广西钟山县非正规垃圾填埋场地下水污染评价与治理研究》文中研究说明垃圾填埋场从多个方面对场地附近的水环境、大气环境、土壤环境及生态环境产生不同程度的危害,严重威胁当地居民的身体健康。其中,非正规垃圾填埋场的渗滤液对地下水的污染最为严重。鉴于地下水的重要性,在被非正规垃圾填埋场污染的地区,开展地下水污染环境的调查、对人体的健康风险评价及地下水污染的修复治理,具有重要的意义。本文的研究内容主要包括以下3个部分:一是对广西钟山县鲤鱼塘非正规垃圾填埋场及周边环境进行水文地质工程地质调查,二是对该垃圾填埋场所涉及的地下水环境进行环境影响评价和地下水污染健康风险评价,三是对该地下水环境的修复治理提出经济合理的方案。通过本次研究,得到以下结论:（1）鲤鱼塘非正规垃圾填埋场垃圾渗滤液已对其下覆的包气带土层和周边的地下水环境造成了严重的污染。监测结果表明,土壤中的汞超标,地下水中则有氨氮、挥发酚、汞、铁和总大肠杆菌共5种组分超标。根据解析法估算,垃圾渗滤液中的汞从垃圾堆中迁移至鲤鱼塘东废弃老水井W08共需约50年或更久的时间。（2）选取了研究区地下水环境的7种主要污染物进行地下水污染健康风险评价。根据健康风险评价分析,总体来说研究区的铬、砷、镉和汞的致癌风险值和非致癌危害商较大,挥发酚的非致癌危害商较小。选取了铬、砷、镉和汞进行地下水污染风险控制值计算,计算得风险控制值分别为50μg/L、10μg/L、5μg/L和0.9944μg/L。研究区污染物的致癌风险值和非致癌危害商基本都超过了可接受的风险水平,通过饮用水途径对人体的健康风险较大。但若地下水不作为饮用水源,则研究区的地下水污染对人体的健康风险较小。但居民长期暴露于这样的环境中会产生不良影响,还需有关部门加强场地的管理与监测,防止居民受到健康风险的威胁。（3）鉴于本场地地下水污染对人体的健康风险性为“较小”结论的基础上,建议对该场地的地下水环境作源头治理,具体方案为“开挖分选利用+化学氧化降解技术+场地恢复”。并建议在修复治理的施工期间,利用监测井按期对地下水的水质进行监测,并密切关注施工设备的运行情况,防止施工对地下水造成二次污染。
盛欣宇[6]（2020）在《重庆市某垃圾填埋场地下水污染物迁移模拟及修复实验研究》文中指出重庆市垃圾填埋场数量众多,在垃圾处理方式中占有重要的位置。生活垃圾常常被收集清运后运至填埋场进行堆放处理,生活垃圾在长期的堆放挤压过程中,受到雨水淋滤极易产生高浓度的渗滤液,如若发生非正常工况,填埋场防渗系统损坏或失效,填埋场下游地下水环境将会受到极其严重的威胁。本文以重庆市山区某生活垃圾填埋场为例,在对研究区进行详细的水文地质调查,并结合相关的水文地质实验,明确研究区所处地质构造及其岩性特征。对研究区枯、丰两期水质水位进行监测,为后期水质评价及其地下水模型的建立提供数据支撑。选择零价铁、沸石及两者的混合介质（体积比1:1）进行PRB（可渗透反应墙）填充介质筛选实验,根据反应介质对目标污染物NH3-N的去除效果,为研究区地下水修复提供可靠的实验依据,通过对研究区水文地质情况、地下水模拟及实验结果进行分析,最终得出以下结论:（1）对研究区开展水文地质调查,对采集的地下水进行水质分析,发现研究区地下水化学类型主要为HCO3-Ca型,各监测点水质均满足《地下水质量标准》（GB/T 14848-2017）Ⅲ类标准,表明研究区范围内地下水水质较好。研究区范围内共包含3种地下水类型,分别为松散岩类孔隙水、碎屑岩类裂隙水和碳酸盐岩溶裂隙水,其中,碳酸盐岩溶裂隙水含水层组分布于研究区大部分范围内,为地下水主要含水层。（2）采用Arcgis软件提取研究区DEM数字高程数据,运用Visual modflow软件将研究区山区沟谷地貌可视化。对研究区进行地下水流建模,发现研究区地下水总体流向为北东-南西走向,与研究区地表水流向一致,通过沟谷区域向下游汇集。（3）根据垃圾渗滤液泄漏发生的主要位置,确定垃圾填埋场填埋区和渗滤液调节池区域为研究区主要的污染源,模拟最不利工况下（填埋场底部防渗膜失效和渗滤液调节池底部出现5%破损）COD和NH3-N的迁移过程,模拟结果显示,污染物泄漏随时间逐步向沟谷下游区域扩散,与地下水流方向一致,扩散距离越来越远,扩散面积也越来越大。模拟时间截止到20年时,污染羽扩散至最远处,COD和NH3-N的浓度达到最大,COD浓度达到600mg/L,超标30倍,NH3-N浓度达到60mg/L,超标120倍。COD最大超标距离1112m,最大超标面积0.35km2。NH3-N最大超标距离1585m,最大超标面积0.46km2。污染物的扩散对下游地下水环境产生影响,但由于预测最远点离长江仍有一定距离,所以模拟预测期内应该不会对长江水质造成影响。（4）选择NH3-N为目标污染物,进行实验室配制初始浓度为6mg/L的NH3-N溶液,设计以零价铁、沸石及零价铁+沸石（体积比1:1）作为反应介质,进行PRB填充介质筛选实验,计算各反应器在不同时刻对NH3-N的去除率,实验结果显示:沸石>零价铁+沸石>零价铁,且沸石对NH3-N的平均去除率为90.3%,零价铁对NH3-N的平均去处率为68.7%,而零价铁+沸石对NH3-N的去除率处于两者之间,为80.8%。对比实验结果发现,沸石对NH3-N的去除效果较零价铁及其两者组合介质更好,这是由于沸石和零价铁同样作为吸附类介质,但沸石具有较大的比表面积,这使得在与NH4+发生物理吸附和交换的时候能够更好的接触,反应更加彻底。
倪广元[7]（2020）在《大庆油田落地油污染场土壤/地下水修复技术研究》文中提出原油开采过程中井口漏油、管线穿孔、井喷等产生的落地油与土壤结合形成落地油泥,具有污染面积大、组分复杂、处理困难等特点。石油难挥发组分与土壤颗粒相互作用,破坏土壤结构,降低土壤肥力,影响土壤中微生物的生存,进而引起污染带植被的退化甚至死亡,粮食作物减产,生态系统的稳定性遭到破坏。降雨淋滤和补给作用下可将土壤和地表水中石油类污染物迁移至地下水体中,使地下水失去饮用功能,对当地工农业生产、生态和人体健康造成严重危害。大庆是我国最具典型特征的石油石化城市,82万亩油田地跨大庆主城、红岗、大同、肇州、肇源等县区,约占大庆国土面积的25%,落地油泥污染形势严峻。为探索适应大庆油田落地原油污染特征的处理工艺,本研究开展了大庆油田落地油泥及污染场的地下水综合治理技术室内实验及工程应用研究。大庆油田落地油泥一般储存在储泥池中,污泥含油量不稳定,同时重质油含量高,以微小无机颗粒为中心形成稳定乳化油,污泥处理难度大。针对这一问题,对油泥的基本性质进行测定,并开展室内实验研究筛选落地油泥的改性用化学清洗剂。结果表明以鼠李糖脂表面活性剂复配硅酸钠,且两者比例为200:700时效果最佳。在清洗时间为40min、清洗剂加药量为1%、热水温度为60℃的条件下,可以达到最优的除油热洗效果。对改性热洗后的污泥进行脱水,优选絮凝剂,结果表明以无机絮凝剂PFS复配有机絮凝剂WT-1,在质量配比为400:80的条件下Zeta最低,具有最佳的絮凝效果。高温热解炉模拟实验结果表明,在热解油泥的过程中,以氧化钙作为催化剂,控制反应温度为550℃,催化剂添加比例为6%时,石油回收率最高,系统最为稳定。在室内实验基础上提出机械调质-高温化学热洗-离心脱水-热解系统的综合处理工艺,控制清洗时间为40 min,清洗剂加药量为1%,热水温度为60℃,复配絮凝剂投加比例为1%,脱水离心机转速为2500 r/min,热解温度为550℃时,最终所得残渣含油率≤3‰,实现了污泥无害化处理。在不考率热解后污泥处理以及浓缩废水处理的情况下,采用热洗后接热解的工艺处理油泥油含量低于3‰所需成本约为1520.20元/吨。结合野外调研和室内分析,在传统的水文地质学理论方法基础上,对落地油污染场地土壤和地下水的污染进行了评估。对场地污染特征12个月的连续动态监测结果显示,地下水中总石油烃（TPH）平均含量高达5.26 mg/L,主要的石油类污染物中烷烃达到90%,其次是芳烃类以及非烃类;苯含量在0.3～0.6 mg/L之间,二甲苯含量在0.3～0.6 mg/L之间,萘含量在0.05～0.45 mg/L之间,均超过了GB/T 14848-2017中规定的III类直接分散水源地饮用水标准。污染场地下水中石油类污染物在时间和空间上均呈现动态变化,在监测时段内TPH浓度整体呈现下降的变化趋势,TPH在雨季时含量升高,冬季时含量降低。沿地下水径流路径方向TPH含量逐渐降低,这种衰减受水流迁移、吸附、挥发、生物降解等多因素控制,形成了以污油坑为核心、向四周扩张的污染晕,上游污染物向下游迁移,场地地下水中形成了自东北向西南逐渐扩展的污染晕;纵向上,土壤中TPH含量自上而下减弱,而储泥池下游粘土层TPH含量则较低,越靠近地下水面TPH含量越高,说明地下水石油类污染物质通过垂向入渗式和水平扩散迁移式两种模式进入地下水中造成污染。基于多孔介质的热力学平衡和动力学方程,建立了污染场石油污染物迁移模型,确定污染物分布,开展了风险评估,模拟结果表明石油类污染特别是芳烃类污染治理迫在眉睫。通过一维模拟实验研究鼠李糖脂强化地下水曝气技术（AS）原位修复的机制,结果表明介质渗透率与曝气流量的增加有利于污染的修复。相同曝气流量下,AS修复过程中地下水中空气饱和度与介质粒径呈负相关关系,而在投加浓度为200 mg/L的鼠李糖脂强化AS修复过程后,地下水中空气饱和度与介质粒径则呈正相关关系。鼠李糖脂的添加能够显着提高污染场AS修复效果,以此为基础开展20 d的原位单井AS修复试验。通过对曝气井周围监测井的水质、水位、溶解氧等参数监测,确定单井注气影响区域范围可达到8 m,在此区域内地下水中TPH降低达85%,地下水中石油类污染浓度降低至1 mg/L以下,各种石油类污染组分浓度均有不同程度的降低,主要以芳烃类组分最为显着。由于空气注入,地下水环境由厌氧向好氧转变,氧化还原参数Eh有显着升高,超氧化物歧化酶活性和过氧化氢酶在AS过程中略有增强,说明表面活性剂强化AS可在一定程度上促进注气井周围好氧生物降解。此外,鼠李糖脂强化AS修复技术在实际工程应用中取得了良好的效果。
孟祥帅[8]（2020）在《我国北方某典型钢铁企业场地多环芳烃（PAHs）污染特征研究》文中进行了进一步梳理本论文对我国钢铁企业场地地下水污染特征进行系统分析,并以我国北方某典型钢铁企业搬迁遗留场地为例,分析该场地多环芳烃（PAHs）分布及控制因素、污染来源、组成、生态毒性及迁移特征等,形成典型钢铁企业场地PAHs污染概念模式。对我国5家典型钢铁企业场地地下水水质开展调查,结合企业生产情况、水文地质条件,系统分析地下水污染特征及成因。地下水特征污染物为水溶性及迁移能力较强的有机物、Fe、Mn、Ni及其它常规因子。焦化与冷轧为钢铁企业地下水保护关注的重点。生产年限及包气带垂向渗透系数与地下水环境风险指数相关性最高。各企业地下水普遍受装置渗漏、跑冒滴漏及降雨淋滤等多种途径共同作用,其中前两者对地下水环境风险的贡献比例分别可达48.65%、48.19%。历史上钢铁企业选址多位于地下水脆弱区,场地地下水污染主要受企业环境管理及保护措施、包气带防污性能等因素控制。采集某搬迁钢铁遗留场地71个不同深度的土壤样品。按PAHs含量的不同可划分为三级:>1000 mg/kg（焦化）,101000 mg/kg（烧结、炼铁、电厂、炼钢）,<10 mg/kg（煤场）。各单体PAHs变差系数均超过200%,污染分布呈现强烈的空间差异性。焦化表层土壤中的PAHs分布受风向控制明显。包气带卵石层成为PAHs的下渗通道,而地表以下2030 m处的砂层透镜体为主要的富集层。焦化场地低环PAHs占ΣPAHs比重随包气带深度增加呈现先升高后降低的趋势。利用多元统计及比值法等对PAHs污染来源进行判定,典型钢铁工业场地PAHs污染来源主要为煤的燃烧源。受焦油及副产品泄漏、跑冒滴漏以及煤粉/矸石的降雨淋滤等作用,焦化化产区及煤场土壤中萘、菲含量较高,2+3环PAHs比重>0.25。其它单元主要受煤烟类物质影响,4环PAHs所占比重最高。表层土壤易受到各类消减作用而导致低环组分含量下降。各生产单元苯并（a）芘毒性当量浓度占ΣPAHs比例在42.563.3%之间,为该场地健康风险首要关注的污染物,焦化场地生态毒性最强。煤烟类物质及各类固体废物通过大气沉降、降雨淋滤作用主要影响表层土壤。而废水、焦油及副产品泄漏所排放的PAHs受到苯系物等有机物的共溶、竞争性吸附等作用,迁移能力大幅增强,可造成深部包气带及地下水污染。
张茜[9]（2020）在《富含原生铁锰农灌区包气带和地下水中草甘膦穿透过程和滞留机制研究》文中指出草甘膦,作为全球广泛施用且用量最高的高效、广谱型苗后除草剂,在许多国家的土壤及地下水中均有检出;近年来,全球关于草甘膦的致癌性虽然颇具争议,但是其对人体和生态的毒性效应已被许多专家学者证实,因此草甘膦是世界范围内地下环境中值得重点关注的有机污染物。在集约化农业生产背景下,我国东北产粮区同样以草甘膦为主要除草剂,近十年内输入耕地的草甘膦总量急剧增加,导致其在土壤中累积残留。在农灌驱动下,地下水草甘膦的潜在污染风险不容忽视。我国东北地区土壤和地下水普遍具有原生铁锰含量丰富的特点,且严重超标。随着水田面积不断扩大,地表水不足以满足日渐增长的农业用水要求,地下水也成为该地区的重要灌溉水源。迄今为止,东北地区特殊地下环境中草甘膦的系统研究鲜见报道,富含原生铁锰的农田包气带对草甘膦污染的截留机理、相关地下水的污染风险也有待探究。本文依托―呼兰河流域典型地区水资源形成机理与演化规律研究‖项目,以绥化水稻种植区为研究对象,针对土壤原生铁锰含量丰富、灌溉用水铁锰含量超标、草甘膦频繁且过量施用问题,以水文地质学和水文地球化学理论为指导,通过野外调查、室内实验及数值模拟方法,揭示草甘膦在研究区地下环境中的迁移转化规律,以及高铁锰地下水灌溉驱动下草甘膦迁移转化及其变化机制。取得主要研究成果如下:1、场地钻孔调查及灌溉用地下水水质特征分析结果显示:包气带岩性从上至下主要为黑褐色亚粘土、褐色中砂,其中上层原生铁锰含量高于我国土壤平均水平多达10倍;农田灌溉用地下水中铁、锰浓度分别在1.4234.3 mg/L、0.813.1mg/L之间。2、基于草甘膦水解、化学降解、生物降解等转化批实验研究及络合反应形态变化分析,得出:（1）草甘膦溶液几乎不发生水解,但水中铁锰离子导致其存在形态发生变化,部分自由态转化为络合态;（2）草甘膦在场地介质中发生化学降解,降解率低于5%;（3）草甘膦包气带转化机制主要为生物降解,剖面上降解率从浅至深逐渐减小,与土壤降解菌菌属丰度及草甘膦生物可利用性有关。3、以场地各岩性介质为吸附剂、不同类型灌溉水为背景溶液,开展草甘膦静态吸附/解吸实验,结果表明:（1）包气带介质吸附容量大小顺序为褐色亚粘土>黑色亚粘土>褐色中砂,无定形氧化铁组分及pH等理化性质对介质吸附性能有关键影响;（2）地下水中铁锰的存在对草甘膦吸附起促进作用,主要由于铁锰离子与溶液中草甘膦的络合作用、与介质表面H+的交换反应而导致溶液pH降低、被吸附于介质后为溶液中草甘膦提供新吸附位等三种原因,土壤有机质含量丰富时,这种促进吸附现象更加明显;（3）草甘膦对地下水中铁锰离子的吸附起抑制作用,主要由于草甘膦降低了体系平衡pH、与铁锰离子形成络合物的介质表面亲和力低于自由态铁锰离子。4、草甘膦在场地不同岩性介质中的一维均质柱穿透实验表明:（1）研究区表层土壤对草甘膦的吸附阻滞能力显着高于其它岩性相似土壤,草甘膦在包气带介质迁移能力顺序为褐色中砂>黑色亚粘土>褐色亚粘土;（2）在饱水介质中草甘膦生物降解极小、且被吸附滞留能力有限,包气带介质对草甘膦吸附、降解的同时,亦会导致土壤原生固相铁锰的溶解释放、增大地下水的铁锰重金属污染风险;（3）包气带介质对草甘膦酸性水流具有较强的pH缓冲能力,饱水介质则几乎无调节能力。5、包气带淋洗实验显示草甘膦残留态定量规律:黑色亚粘土、褐色亚粘土、褐色中砂对草甘膦的持久性滞留量分别为0.92、4.17、0.15 mg/g。6、高铁锰地下水灌溉与地表水灌溉相比,导致包气带介质对溶解态草甘膦的吸附滞留量有所增加、降解转化量减少,饱水介质吸附量增加、降解量不受影响;包气带介质对残留态草甘膦的持久性滞留量增加,然而两种灌溉水条件下,土壤渗滤液中草甘膦、铁、锰存在形态一致,因此滞留能力增加主要由铁锰离子形成新吸附位所致;地下水中铁锰离子抑制了黑色亚粘土原生铁锰释放、与进水铁锰离子在介质上的吸附沉积有关。
颜睿[10]（2020）在《铜陵典型金属矿区地下水污染风险性评价》文中进行了进一步梳理地下水是人类赖以生存和发展的重要资源之一。铜陵地区由于金属矿山开采活动影响,大量重金属元素进入地下水中对区域生态环境和人民身体健康造成了较大危害。本文选择铜陵市东部的典型金属矿山区进行地下水污染风险性研究。通过现场调查采样、样品检测,分析铜陵金属矿区地下水重金属污染现状,运用改进的DRASTICL模型得到地下水脆弱性分布,并使用R语言进行机器学习,构建地下水污染发生概率分布模型,最后耦合得到铜陵典型金属矿区地下水污染风险分布。主要得到以下认识:（1）通过现场调查采样,对地下水重金属含量经行测试分析,运用内梅罗综合指数法确定污染程度,并通过kriging插值方法获得研究区地下水重金属污染现状分布图。结果显示研究区中部山前坡洪积岗地地下水水质较好,各金属矿山及其周围区域地下水污染较为严重,冲积平原下游污染严重。（2）运用ArcGIS的空间处理和可视化功能对研究区地下水脆弱性进行评价,根据研究区实际情况对DRASTIC模型加以改进,增加了土地利用现状指标,并采用AHP修正指标权重,得到铜陵典型金属矿区地下水脆弱性分布图。结果显示南部丘陵山区和中部平原区地下水脆弱性较低,狮子山两侧和南部山区沟壑地下水脆弱性中等,狮子山和新桥地区地下水脆弱性较高。（3）运用R语言进行机器学习,将水样污染现状与污染影响因素结合,使用广义线性模型和决策树方法构建污染发生概率模型,综合为集成模型得到铜陵典型金属矿区地下水污染发生概率分布图。结果显示丘陵山区发生污染概率较小,山前坡洪积岗地和冲积平原上游区域污染概率中等,矿区及冲积平原下游区域污染概率较大。（4）将所得地下水污染现状分布图、地下水脆弱性分布图以及地下水污染发生概率分布图耦合,得到铜陵典型金属矿区地下水污染风险分布图。显示研究区由南向北、由山区向平原,地下水污染风险不断增大,同时采矿区也是高风险区。最后提出了相关保护措施供和建议有关部门参考。
二、The Effect of Flow on Pollution and Remediation in Groundwater（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、The Effect of Flow on Pollution and Remediation in Groundwater（论文提纲范文）
（1）过硫酸盐在岩溶管道地下水中的稳定性及其对苯系物的去除效果（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 岩溶地下水汽油污染现状及修复技术研究 |
| 1.2.1 岩溶地下水汽油污染现状 |
| 1.2.2 地下水汽油污染修复技术 |
| 1.3 过硫酸盐修复地下水BTEX污染 |
| 1.3.1 过硫酸盐氧化技术 |
| 1.3.2 活化过硫酸盐高级氧化技术 |
| 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 |
| 1.4.3 创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验主要试剂和地下水化学指标 |
| 2.2 样品检测及分析 |
| 2.2.1 BTEX的分析方法 |
| 2.2.2 水化学指标的分析方法 |
| 2.2.3 阴离子的分析方法 |
| 2.2.4 钙离子的分析方法 |
| 第3章 过硫酸钠稳定性实验 |
| 3.1 实验原理 |
| 3.2 实验方案 |
| 3.2.1 实验步骤 |
| 3.2.2 求参方案 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 稳定性实验一 |
| 3.3.2 稳定性实验二 |
| 3.3.3 稳定性实验三 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 过硫酸钠氧化修复实验 |
| 4.1 实验原理 |
| 4.2 过硫酸盐对BTEX的修复实验设计 |
| 4.2.1 实验目的 |
| 4.2.2 实验方案 |
| 4.3 未活化组实验结果与分析 |
| 4.3.1 PS去除BTEX污染的效果 |
| 4.3.2 化学氧化对水化学指标的影响 |
| 4.4 活化组实验结果与分析 |
| 4.4.1 活化PS修复BTEX污染的效果 |
| 4.4.2 活化PS对地下水环境的影响 |
| 4.5 影响PS氧化BTEX的主要因素 |
| 4.5.1 水力因素 |
| 4.5.2 pH的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 存在的问题 |
| 5.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 附录1:Qtracer程序代码 |
| 申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（2）地下水LNAPLs污染溯源辨析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状与进展分析 |
| 1.2.1 地下水污染溯源辨析问题的研究 |
| 1.2.2 经验模态分解降噪方法的研究 |
| 1.2.3 替代模型建模方法的研究 |
| 1.2.4 优化模型求解算法的研究 |
| 1.3 有待解决的科学问题 |
| 1.3.1 监测数据降噪方法问题 |
| 1.3.2 替代模型建模方法问题 |
| 1.3.3 优化模型求解算法问题 |
| 1.3.4 模拟模型参数不确定性问题 |
| 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 |
| 1.5 创新点 |
| 1.6 本章小结 |
| 第2章 反演问题和模拟-优化方法 |
| 2.1 正演问题 |
| 2.1.1 正演问题的概述 |
| 2.1.2 正演问题的适定性 |
| 2.2 反演问题 |
| 2.2.1 反演问题的概述 |
| 2.2.2 反演问题的不适定性 |
| 2.3 地下水污染溯源辨析的反演问题 |
| 2.4 模拟-优化方法 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 地下水LNAPLs污染多相流数值模拟模型 |
| 3.1 地下水中LNAPLs的主要来源 |
| 3.2 地下水中LNAPLs的迁移与转化 |
| 3.3 LNAPLs污染多相流数值模拟模型 |
| 3.3.1 偏微分方程 |
| 3.3.2 定解条件 |
| 3.4 实际污染场地地下水LNAPLs污染多相流数值模拟模型 |
| 3.4.1 污染场地概况 |
| 3.4.2 污染场地的概念模型 |
| 3.4.3 污染场地的多相流数值模拟模型 |
| 3.4.4 模型的时空离散 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 动态监测数据的降噪处理 |
| 4.1 经验模态分解方法概述 |
| 4.2 经验模态分解方法的基本原理 |
| 4.3 集合经验模态分解方法的基本原理 |
| 4.4 互补集合经验模态分解方法的基本原理 |
| 4.5 降噪效果的评价指标 |
| 4.6 降噪效果的评价 |
| 4.6.1 获取含噪声数据 |
| 4.6.2 降噪效果的评价 |
| 4.7 最优互补降噪方法 |
| 4.7.1 最优互补降噪方法的提出 |
| 4.7.2 灰狼优化算法 |
| 4.7.3 最优互补降噪方法的降噪效果评价 |
| 4.8 最优互补降噪方法的实例应用 |
| 4.9 本章小结 |
| 第5章 多相流数值模拟模型的替代模型 |
| 5.1 敏感性分析 |
| 5.1.1 局部敏感性分析方法 |
| 5.1.2 敏感性分析结果 |
| 5.2 训练样本与检验样本的获取 |
| 5.2.1 拉丁超立方抽样方法简介 |
| 5.2.2 拉丁超立方抽样方法抽样步骤 |
| 5.2.3 训练样本与检验样本的获取 |
| 5.3 极限学习机替代模型 |
| 5.3.1 极限学习方法 |
| 5.3.2 极限学习机替代模型的建立 |
| 5.4 克里格替代模型 |
| 5.4.1 克里格方法 |
| 5.4.2 克里格替代模型的建立 |
| 5.5 长短期记忆神经网络替代模型 |
| 5.5.1 长短期记忆神经网络方法 |
| 5.5.2 长短期记忆神经网络替代模型的建立 |
| 5.6 深度信念神经网络替代模型 |
| 5.6.1 深度信念神经网络方法 |
| 5.6.2 深度信念神经网络替代模型的建立 |
| 5.7 四种替代模型的精度检验与评价 |
| 5.7.1 替代模型精度的评价指标 |
| 5.7.2 四种替代模型精度的对比分析 |
| 5.8 人工智能集对替代模型 |
| 5.8.1 人工智能集对替代模型的建立 |
| 5.8.2 人工智能集对替代模型的精度评价 |
| 5.9 本章小结 |
| 第6章 优化模型建立及其求解方法 |
| 6.1 最优化问题的概述 |
| 6.2 非线性规划优化模型的建立 |
| 6.3 自适应混合灰狼算法 |
| 6.3.1 莱维飞行随机游走策略 |
| 6.3.2 Metropolis接受准则 |
| 6.3.3 自适应权重 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 地下水LNAPLs污染溯源辨析结果 |
| 7.1 假想例子污染溯源辨析 |
| 7.1.1 假想例子设计 |
| 7.1.2 灰狼优化算法辨析结果 |
| 7.1.3 自适应混合灰狼优化算法辨析结果 |
| 7.2 实际例子污染溯源辨析 |
| 7.3 本章小结 |
| 第8章 地下水LNAPLs污染溯源辨析的不确定性分析 |
| 8.1 蒙特卡洛方法 |
| 8.2 模拟模型参数扰动 |
| 8.3 非线性规划优化模型的建立与求解 |
| 8.4 地下水LNAPLs污染溯源辨析结果的不确定性分析 |
| 8.4.1 切比雪夫不等式 |
| 8.4.2 污染溯源辨析结果的不确定性分析 |
| 8.5 本章小结 |
| 第9章 结论及展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读博士期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（3）AS过程中非均质地层界面气流迁移机制及对修复效果影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 原位空气扰动修复技术 |
| 1.2.1 原位空气扰动技术简介 |
| 1.2.2 原位空气扰动技术修复机理 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 原位空气扰动修复均质含水层研究现状 |
| 1.3.2 原位空气扰动修复非均质含水层研究现状 |
| 1.3.3 研究中存在的主要问题 |
| 1.4 课题研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.4.3 研究意义及创新点 |
| 第2章 层状非均质地层界面气流迁移分布机制研究 |
| 2.1 层状非均质地层界面作用表征 |
| 2.2 层状非均质地层界面气流分布数学模型 |
| 2.3 实验材料与方法 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验装置 |
| 2.3.3 实验步骤 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 层状非均质地层界面对气体累积的影响 |
| 2.4.2 层状非均质地层界面对影响区域的影响 |
| 2.4.3 层状非均质地层界面对空气饱和度的影响 |
| 2.4.4 层状非均质地层界面对气流分布模型的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 透镜体地层双界面气流迁移分布机制研究 |
| 3.1 透镜体地层双界面作用表征 |
| 3.2 透镜体地层双界面气流分布数学模型 |
| 3.3 实验材料及方法 |
| 3.3.1 实验材料 |
| 3.3.2 实验装置 |
| 3.3.3 实验步骤 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 透镜体地层双界面对气体累积的影响 |
| 3.4.2 透镜体地层双界面对影响区域的影响 |
| 3.4.3 透镜体地层双界面对空气饱和度的影响 |
| 3.4.4 透镜体地层双界面对气流分布模型的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 层状非均质地层界面对AS修复效果的影响研究 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验装置 |
| 4.1.3 实验步骤 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 透镜体地层双界面对AS修复效果的影响研究 |
| 5.1 含有不同渗透性透镜体含水层中AS修复效果研究 |
| 5.1.1 实验材料及方法 |
| 5.1.2 结果与讨论 |
| 5.2 含有砾石透镜体含水层污染物传输机制研究 |
| 5.2.1 实验材料及方法 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.3 含有不同尺寸砾石透镜体含水层中AS修复效果研究 |
| 5.3.1 实验材料及方法 |
| 5.3.2 结果与讨论 |
| 5.4 不同粒径背景介质含有透镜体含水层中AS修复效果研究 |
| 5.4.1 实验材料及方法 |
| 5.4.2 结果与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 非均质地层界面对表面活性剂强化AS修复效果的影响研究 |
| 6.1 实验材料及方法 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 实验装置 |
| 6.1.3 实验步骤 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 SDBS降低地下水表面张力的能力 |
| 6.2.2 SDBS的投加对不同粒径介质气体进入压力的影响 |
| 6.2.3 层状非均质地层界面强化修复效果研究 |
| 6.2.4 透镜体地层双界面强化修复效果研究 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（4）新型铁碳功能材料应用于农田地下水污染的修复性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 地下水硝态氮污染概述 |
| 1.1.1 我国地下水硝酸盐污染现状 |
| 1.1.2 地下水硝酸盐污染的来源 |
| 1.1.3 硝酸盐污染的危害 |
| 1.2 地下水硝酸盐污染修复技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生物法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 铁碳电解技术概述 |
| 1.3.1 铁碳微电解技术的作用原理 |
| 1.3.2 铁碳微电解技术的研究现状 |
| 1.4 研究目的及研究内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2 测试方法 |
| 2.2.1 硝酸盐 |
| 2.2.2 亚硝酸盐 |
| 2.2.3 氨氮 |
| 2.2.4 总氮 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 新型铁碳材料的制备方法 |
| 2.3.2 新型铁碳材料的表征方法 |
| 2.3.3 静态试验 |
| 2.3.4 动态柱试验 |
| 3 新型铁碳材料的制备及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 新型铁碳材料制备条件优化 |
| 3.2.1 糖铁质量比 |
| 3.2.2 碳化还原时间 |
| 3.2.3 碳化还原温度 |
| 3.2.4 预热解温度 |
| 3.3 材料的表征 |
| 3.3.1 扫描电镜分析(SEM)分析 |
| 3.3.2 X射线衍射分析(XRD)分析 |
| 3.3.3 氮气吸附-脱附分析 |
| 3.3.4 傅里叶红外(FT-IR)分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 新型铁碳材料对硝态氮的去除性能研究 |
| 4.1 单因素条件对材料去除硝酸盐氮的影响 |
| 4.1.1 材料类别对硝酸盐氮的去除效果对比实验 |
| 4.1.2 投加量的影响 |
| 4.1.3 初始溶液浓度的影响 |
| 4.1.4 初始p H的影响 |
| 4.1.5 共存离子影响 |
| 4.2 吸附动力学实验 |
| 4.3 吸附等温线实验 |
| 4.4 新型铁碳材料去除硝酸盐氮机理分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 新型铁碳材料去除硝酸盐的动态模拟柱实验研究 |
| 5.1 动态模拟柱实验设计与运行 |
| 5.1.1 动态模拟柱的设计 |
| 5.1.2 动态模拟柱的运行 |
| 5.2 模拟柱实验结果分析 |
| 5.3 动态吸附模型分析 |
| 5.3.1 Thomas模型拟合 |
| 5.3.2 Yoon-Nelson模型拟合 |
| 5.3.3 Yan模型拟合 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 存在的问题及建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）广西钟山县非正规垃圾填埋场地下水污染评价与治理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题依据 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 地下水环境影响评价研究现状 |
| 1.3.2 地下水污染健康风险评价现状 |
| 1.3.3 垃圾填埋场修复与治理现状 |
| 1.4 主要内容和技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.5 主要创新点 |
| 第2章 研究区自然地理及地质环境条件 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置与交通概况 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气象水文 |
| 2.2 地质环境 |
| 2.2.1 地层岩性 |
| 2.2.2 地质构造与地震 |
| 2.2.3 水文地质条件 |
| 第3章 垃圾填埋场地质环境影响评价 |
| 3.1 垃圾填埋场的基本情况 |
| 3.2 垃圾填埋场对土壤的影响评价 |
| 3.3 垃圾填埋场对地下水的影响评价 |
| 3.3.1 水文地质试验 |
| 3.3.2 地下水水质现状监测与评价 |
| 3.3.3 地下水环境影响评价 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 鲤鱼塘垃圾填埋场地下水污染健康风险评价 |
| 4.1 评价方法 |
| 4.2 危害识别 |
| 4.3 毒性评估 |
| 4.4 暴露评估 |
| 4.4.1 暴露场景及暴露途径 |
| 4.4.2 暴露模型及参数 |
| 4.4.3 暴露量的计算结果 |
| 4.5 风险表征和风险控制 |
| 4.5.1 风险值计算 |
| 4.5.2 健康风险评价分析 |
| 4.5.3 不确定性分析 |
| 4.5.4 风险控制 |
| 4.5.5 暴露风险贡献率分析 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 垃圾填埋场污染治理研究 |
| 5.1 治理方案的选择 |
| 5.2 治理工艺 |
| 第6章 结论及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 尚存在的问题及建议 |
| 参考文献 |
| 附图 |
| 个人简历 |
| 致谢 |
（6）重庆市某垃圾填埋场地下水污染物迁移模拟及修复实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 垃圾填埋场污染研究现状 |
| 1.2.2 地下水数值模拟软件研究现状 |
| 1.2.3 地下水修复技术研究现状 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 垃圾填埋场区域现状调查 |
| 2.1 自然环境概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 地质构造 |
| 2.1.4 气象水文 |
| 2.1.5 地层岩性 |
| 2.1.6 工程概况 |
| 2.2 水文地质概况 |
| 2.2.1 区域水文地质条件 |
| 2.2.2 含水层及隔水层结构特性 |
| 2.2.3 地下水类型及分布 |
| 2.2.4 含水岩组富水性 |
| 2.2.5 地下水补、径、排特征 |
| 2.2.6 地下水动态变化特征 |
| 2.3 水文地质勘察与实验 |
| 2.3.1 水文地质钻孔 |
| 2.3.2 渗水实验 |
| 2.3.3 抽水实验 |
| 2.4 地下水环境质量现状调查评价 |
| 2.4.1 地下水监测 |
| 2.4.2 地下水化学类型及特征 |
| 2.4.3 地下水水质评价 |
| 第三章 研究区地下水流模拟 |
| 3.1 水文地质概念模型 |
| 3.1.1 研究区模拟范围 |
| 3.1.2 研究区模型高程提取 |
| 3.1.3 含水层结构概化 |
| 3.1.4 含水层水力特征概化 |
| 3.1.5 研究区边界概化 |
| 3.2 地下水流数值模拟模型 |
| 3.2.1 数学模型 |
| 3.2.2 区域剖分 |
| 3.2.3 时间离散 |
| 3.2.4 水文地质参数 |
| 3.2.5 源汇项处理 |
| 3.2.6 初始水位 |
| 3.2.7 模型识别与验证 |
| 3.2.8 地下水流场 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 地下水溶质运移模拟 |
| 4.1 数学模型 |
| 4.2 研究区污染源分析 |
| 4.2.1 研究区污染源渗漏分析 |
| 4.2.2 废水产生分析 |
| 4.2.3 预测因子的选择 |
| 4.2.4 预测因子源强设定 |
| 4.3 模拟情景设定 |
| 4.4 模拟时段设定 |
| 4.5 溶质运移模拟结果分析 |
| 4.5.1 溶质运移模拟结果 |
| 4.5.2 运移结果分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 PRB填充介质筛选实验 |
| 5.1 目标污染物选择及配置 |
| 5.2 实验材料及设备 |
| 5.3 实验反应装置的设计 |
| 5.4 实验步骤与方法 |
| 5.5 实验结果及分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 一、在校期间发表的学术论文 |
（7）大庆油田落地油污染场土壤/地下水修复技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 创新点摘要 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究目的及意义 |
| 1.2 落地油泥的来源与危害 |
| 1.2.1 落地油泥的来源 |
| 1.2.2 落地油泥的危害 |
| 1.3 落地油泥处理技术 |
| 1.3.1 调质-机械脱水技术 |
| 1.3.2 萃取法 |
| 1.3.3 固化技术 |
| 1.3.4 电化学处理技术 |
| 1.3.5 焚烧法 |
| 1.3.6 热解法 |
| 1.3.7 生物法 |
| 1.4 石油污染场地下水修复技术 |
| 1.4.1 异位修复技术 |
| 1.4.2 原位修复技术 |
| 1.5 表面活性剂在石油污染治理中的应用 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 大庆油田落地油泥特性分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 油泥样品来源 |
| 2.2.2 实验药品及仪器 |
| 2.2.3 基本物性指标分析方法 |
| 2.3 落地油泥基本特性 |
| 2.4 落地油泥元素组成 |
| 2.5 落地油泥热解特性 |
| 2.6 落地油泥残渣特性 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 落地油泥处理技术室内实验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 清洗剂的筛选实验方法 |
| 3.2.2 热洗最优条件实验方法 |
| 3.2.3 泥水分离絮凝剂的选择 |
| 3.2.4 热解模拟实验方法 |
| 3.3 热洗效果分析 |
| 3.3.1 清洗剂筛选结果分析 |
| 3.3.2 温度对热洗效果的影响 |
| 3.3.3 清洗剂含量对热洗效果的影响 |
| 3.3.4 清洗时间对热洗效果的影响 |
| 3.4 泥水分离絮凝剂筛选结果分析 |
| 3.5 热解效果分析 |
| 3.5.1 质量减少率 |
| 3.5.2 热解油产率 |
| 3.5.3 焦炭产率 |
| 3.5.4 气体产率 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 落地油泥处理技术的工程应用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实际工程情况 |
| 4.2.1 储泥池现场情况 |
| 4.2.2 实际工艺流程及设备 |
| 4.3 热洗及离心脱水工艺及效果评价 |
| 4.4 热解工艺及效果评价 |
| 4.5 技术经济分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 落地油污染场调查及风险评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 场地概况 |
| 5.2.1 场地基本情况 |
| 5.2.2 区域地质背景 |
| 5.2.3 场地水文地质条件勘察 |
| 5.3 场地污染模型及调查 |
| 5.3.1 场地污染扩散模型 |
| 5.3.2 场地勘查 |
| 5.3.3 有机组分分析 |
| 5.3.4 有机组分时间分布 |
| 5.3.5 有机组分空间分布 |
| 5.4 石油类污染地下水迁移模拟 |
| 5.4.1 流体在多孔介质运移 |
| 5.4.2 组分对流弥散方程 |
| 5.4.3 组分在多孔介质中吸附-解吸方程 |
| 5.4.4 石油污染物在地下水中的迁移模型 |
| 5.5 风险评估 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 落地油污染场地下水原位修复技术室内实验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.3 AS修复一维模拟实验研究 |
| 6.3.1 AS修复原理 |
| 6.3.2 曝气流量对TPH残留率的影响 |
| 6.3.3 介质性质对TPH残留率的影响 |
| 6.3.4 曝气流量对气体饱和度和水位的影响 |
| 6.3.5 石油组分在砂柱内的分布情况 |
| 6.4 鼠李糖脂强化AS修复机制研究 |
| 6.4.1 鼠李糖脂的投加对TPH去除效果的影响 |
| 6.4.2 鼠李糖脂投加量对TPH去除的影响 |
| 6.4.3 鼠李糖脂强化后石油组分在砂柱内的分布情况 |
| 6.4.4 鼠李糖脂强化后污染物的溶解度和解吸效果的变化 |
| 6.4.5 鼠李糖脂强化后空气饱和度的变化 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 落地油污染场地下水原位修复技术工程应用研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 单井修复注气响应 |
| 7.2.1 单井注气的物理响应 |
| 7.2.2 单井注气的影响范围分布(ZOI) |
| 7.3 修复效率研究 |
| 7.3.1 地下水中的TPH修复效率 |
| 7.3.2 AS修复TPH组分变化规律 |
| 7.3.3 AS修复对环境影响分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
（8）我国北方某典型钢铁企业场地多环芳烃（PAHs）污染特征研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 研究现状及存在的问题 |
| 1.2.1 钢铁企业场地PAHs污染特征 |
| 1.2.2 土壤中PAHs作用机制 |
| 1.2.3 存在的问题 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究技术路线 |
| 1.5 主要创新性研究成果 |
| 第2章 我国典型钢铁企业场地地下水污染特征 |
| 2.1 钢铁企业场地污染来源 |
| 2.1.1 生产工序及产生节点 |
| 2.1.2 污染方式 |
| 2.2 典型钢铁企业地下水污染特征 |
| 2.2.1 各企业场地概况及污染识别 |
| 2.2.2 各企业地下水污染特点 |
| 2.2.3 各企业地下水污染成因 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 某大型钢铁企业包气带PAHS污染及迁移特征 |
| 3.1 研究场地概况 |
| 3.1.1 企业基本情况 |
| 3.1.2 场地地层条件 |
| 3.1.3 水文地质条件 |
| 3.2 材料及方法 |
| 3.2.1 样品采集及保存 |
| 3.2.2 样品分析与质量控制 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PAHs分布及控制因素 |
| 3.3.2 PAHs组成特征 |
| 3.3.3 污染来源辨识 |
| 3.3.4 PAHs生态毒性分析 |
| 3.3.5 不同污染途径下PAHs迁移特征 |
| 3.4 不同源作用下焦化单元PAHS土壤污染特征 |
| 3.4.1 点位布设及分析测试 |
| 3.4.2 污染程度及分布 |
| 3.4.3 污染来源辨识 |
| 3.4.4 单体PAHs组成特征 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 钢铁企业场地PAHS污染概念模式 |
| 4.1 场地PAHS污染来源及组成 |
| 4.1.1 污染来源 |
| 4.1.2 污染源PAHs组成特征 |
| 4.2 污染途径及影响程度 |
| 4.3 场地PAHS赋存及迁移 |
| 4.3.1 烟粉尘(大气沉降) |
| 4.3.2 焦油渣及煤粉/渣(填埋/降雨淋滤) |
| 4.3.3 废水、焦油及副产品(渗漏/跑冒滴漏/倾倒/排放) |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论及建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 研究不足及展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（9）富含原生铁锰农灌区包气带和地下水中草甘膦穿透过程和滞留机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 相关研究进展综述 |
| 1.2.1 草甘膦简介 |
| 1.2.2 草甘膦生态和环境毒性概况 |
| 1.2.3 草甘膦在地下环境中迁移转化机理 |
| 1.2.4 影响草甘膦迁移转化环境条件 |
| 1.2.5 草甘膦环境归宿的研究方法 |
| 1.2.6 地下环境中草甘膦研究焦点展望 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 研究方法和技术路线 |
| 1.5 章节逻辑关系和内容组织 |
| 1.6 研究特色和创新点 |
| 第2章 研究区环境水文地质野外调查 |
| 2.1 自然地理条件概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 水文气象 |
| 2.2 区域地质和水文地质背景 |
| 2.2.1 地形地貌 |
| 2.2.2 地层结构与岩性 |
| 2.3 环境水文地质勘察 |
| 2.3.1 勘察背景 |
| 2.3.2 呼兰河流域饱水带岩性结构 |
| 2.3.3 水稻田场地剖面理化特征 |
| 2.3.4 场地剖面土壤的微生物特征 |
| 2.3.5 农田灌溉方式及灌溉水水质特征 |
| 2.4 草甘膦施用情况调研 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 草甘膦在场地主要岩性介质中的降解行为 |
| 3.1 草甘膦水解及降解实验设计 |
| 3.1.1 水解实验 |
| 3.1.2 化学降解实验 |
| 3.1.3 生物降解实验及动力学模型 |
| 3.1.4 草甘膦的解离及络合反应平衡常数 |
| 3.1.5 测试方法 |
| 3.2 草甘膦在模拟灌溉水中的水解 |
| 3.3 草甘膦在不同灌溉水中的解离及络合 |
| 3.4 草甘膦在包气带及饱水带介质中的化学降解 |
| 3.5 草甘膦在包气带及饱水带介质中的天然生物降解 |
| 3.5.1 降解过程 |
| 3.5.2 降解动力学 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 场地介质上草甘膦与铁锰的共同吸附行为 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 吸附剂-介质特征 |
| 4.1.2 吸附背景溶液-灌溉水水质特征 |
| 4.1.3 吸附质-草甘膦初始浓度范围 |
| 4.2 草甘膦吸附动力学实验方法 |
| 4.3 草甘膦等温吸附实验方法 |
| 4.4 草甘膦的解吸实验方法 |
| 4.5 测试方法 |
| 4.5.1 草甘膦 |
| 4.5.2 全铁、全锰、主要水化学成分 |
| 4.5.3 溶液中正磷酸根 |
| 4.6 草甘膦在不同场地介质上的吸附动力学 |
| 4.6.1 吸附动力学曲线 |
| 4.6.2 不同介质吸附量增加率对比分析 |
| 4.6.3 吸附动力学模型拟合 |
| 4.7 草甘膦在不同场地介质上的等温吸附及机理探讨 |
| 4.7.1 不同介质吸附量对比 |
| 4.7.2 吸附机理探讨 |
| 4.7.3 GLY-无铁锰水-介质体系吸附等温模型 |
| 4.7.4 GLY-高铁锰水-介质体系吸附等温模型 |
| 4.8 铁锰与草甘膦在水土吸附体系的相互影响 |
| 4.8.1 溶液中Fe2+、Mn2+对草甘膦在介质上吸附的影响 |
| 4.8.2 草甘膦对溶液中铁锰吸附的影响 |
| 4.8.3 草甘膦对介质原生铁锰影响 |
| 4.9 灌溉水解吸 |
| 4.10 小结 |
| 第5章 农田灌溉驱动下草甘膦在地下环境穿透行为研究 |
| 5.1 草甘膦穿透及淋洗模拟土柱实验 |
| 5.1.1 土柱填装介质 |
| 5.1.2 土柱供水水质 |
| 5.1.3 草甘膦在土柱中的穿透实验 |
| 5.2 草甘膦在包气带及饱水带介质中的穿透过程 |
| 5.2.1 土壤渗滤液中草甘膦随时间的变化 |
| 5.2.2 土壤草甘膦残留量分析 |
| 5.2.3 土壤中草甘膦转化分析 |
| 5.3 草甘膦穿透过程中土壤渗出液水化学响应 |
| 5.3.1 pH和 EC特征 |
| 5.3.2 包气带渗滤液水化学类型演化 |
| 5.3.3 包气带渗滤液主要离子特征及体系氧化还原环境判断 |
| 5.4 草甘膦对土壤有效态铁锰影响 |
| 5.5 土壤残留草甘膦的淋洗释放 |
| 5.5.1 残留草甘膦经灌溉水持续淋洗的释放过程 |
| 5.5.2 灌溉水淋洗后介质中草甘膦残留量分析 |
| 5.5.3 草甘膦穿透及淋洗过程中有机磷的转化 |
| 5.5.4 草甘膦对土壤原生铁锰释放的影响 |
| 5.6 水流溶解态及土壤吸附态草甘膦迁移方式初探 |
| 5.7 小结 |
| 第6章 高铁锰地下水灌溉对场地介质中草甘膦迁移转化的影响 |
| 6.1 背景 |
| 6.2 高铁锰灌溉水对溶解态草甘膦渗滤过程的影响 |
| 6.3 高铁锰灌溉水影响草甘膦渗滤的机制分析 |
| 6.3.1 对土壤吸附滞留的影响 |
| 6.3.2 对土壤降解转化的影响 |
| 6.4 高铁锰地下水灌溉对土壤残留态草甘膦释放影响 |
| 6.5 高铁锰灌溉水对土壤铁锰释放影响 |
| 6.6 高铁锰灌溉水对渗滤液草甘膦及铁锰赋存形态影响 |
| 6.7 小结 |
| 第7章 场地尺度下草甘膦迁移转化过程模拟 |
| 7.1 草甘膦迁移转化数值模型建立 |
| 7.1.1 概念模型 |
| 7.1.2 数学模型 |
| 7.1.3 溶质运移参数 |
| 7.1.4 模型预测 |
| 7.2 预测结果分析 |
| 7.2.1 连续源污染条件下草甘膦迁移过程 |
| 7.2.2 瞬时源污染条件下草甘膦迁移过程 |
| 7.2.3 灌溉水入渗流速对瞬时源草甘膦污染迁移过程影响 |
| 7.2.4 瞬时源污染初始浓度对草甘膦迁移过程影响 |
| 7.3 小结 |
| 第8章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（10）铜陵典型金属矿区地下水污染风险性评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理 |
| 2.2 地质条件 |
| 2.3 水文地质条件 |
| 2.4 采矿场地概述 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 地下水水质现状评价 |
| 3.1 内梅罗综合指数法 |
| 3.2 地下水水质现状分析 |
| 3.3 地下水水质分布情况 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 地下水脆弱性评价 |
| 4.1 DRASTIC评价模型简介 |
| 4.2 改进的评价指标体系 |
| 4.3 GIS在 DRASTIC模型中的应用 |
| 4.4 各脆弱性指标评分图 |
| 4.5 指标权重的确定 |
| 4.6 研究区脆弱性分布 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 地下水污染风险性评价 |
| 5.1 机器学习原理 |
| 5.2 模拟方法 |
| 5.3 机器学习过程及结果分析 |
| 5.4 风险性评价 |
| 5.5 地下水污染防治措施 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 1、R主程序代码 |
| 2、作者简介 |
四、The Effect of Flow on Pollution and Remediation in Groundwater（论文参考文献）
- [1]过硫酸盐在岩溶管道地下水中的稳定性及其对苯系物的去除效果[D]. 江晓铭. 桂林理工大学, 2021(01)
- [2]地下水LNAPLs污染溯源辨析[D]. 李久辉. 吉林大学, 2021
- [3]AS过程中非均质地层界面气流迁移机制及对修复效果影响研究[D]. 姚猛. 吉林大学, 2021(01)
- [4]新型铁碳功能材料应用于农田地下水污染的修复性能研究[D]. 王志刚. 兰州交通大学, 2021
- [5]广西钟山县非正规垃圾填埋场地下水污染评价与治理研究[D]. 蓝天峁. 桂林理工大学, 2020(07)
- [6]重庆市某垃圾填埋场地下水污染物迁移模拟及修复实验研究[D]. 盛欣宇. 重庆交通大学, 2020(01)
- [7]大庆油田落地油污染场土壤/地下水修复技术研究[D]. 倪广元. 东北石油大学, 2020(03)
- [8]我国北方某典型钢铁企业场地多环芳烃（PAHs）污染特征研究[D]. 孟祥帅. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [9]富含原生铁锰农灌区包气带和地下水中草甘膦穿透过程和滞留机制研究[D]. 张茜. 吉林大学, 2020(08)
- [10]铜陵典型金属矿区地下水污染风险性评价[D]. 颜睿. 中国地质大学(北京), 2020(10)