地质职称论文范文

地质职称论文范文第1篇

1.文章的逻辑性

很多作者在写作文章时，常常犯一些逻辑上的错误，这是论文写作的大忌，其具体表现为：

(1)文不对题，前文提出了论点，后文进行阐述时，却发现阐述的和论点不能一致，讲的是两回事。整体上看，文章题目和正文发生了错位;

(2)文章的论点不足以进行大篇幅论述。作者前文提出了一个论点，下文进行了论述。然而，这个论点却只是一个现象，作者并没有把这种现象提炼成一种论点，因此作者就会把文章变成一种现象的罗列，而这种罗列却只是表层的，不足以作为一个论点。

2.文章的客观性

文章的整体口吻，作者在写作时候，应尽量该时时以一个客观的口吻来阐述，切忌频繁使用第一人称，比如“我”“我觉得”、“我认为”等等。完全可以用 “笔者”，“笔者认为”。

3.文章的层次

一些作者在写作文章时，几千字的文章，从头至尾通篇看下来，没有分任何的条目。这样给人的感觉是文章层次不够清晰，混乱。

作者在写作文章时，务必分条目阐述，开篇简短阐述，后文1,2，3分条目阐述。这样看上去一目了然。具体文章格式，可参考我们首页上的“投稿须知”。

因为对于作者晋升职非常重要，所以在期刊的选择上要慎重再慎重，现在很多假刊，套刊横行，让很多作者真假难辨，花了钱没评上职称，且错过评审时间。我们在此，给作者提供一些建议，在期刊选择的时候，做些参考。

常见的假刊的陷阱：

1.套刊。这是最难甄别的，明明有一本刊物，正常发行，且知网已经全文收录，但是，又冒出一个一摸一样的刊物，刊号刊物名完全一样，就是不上任何的数据库，不能在任何一家数据库检索到，这样的就是套刊。是自己冒名刊物名自己印刷的刊物。

2.假刊。所谓假刊，就是压根在新闻出版总署没有备案，而是自己起了个好听的名字，然后自己印刷的刊物，这样的刊物新闻出版总署查不到，数据库也没有收录。

3.电子版期刊。这样的期刊也是在玩文字游戏，明明备案的是电子版期刊，但是起了个好听的名字，于是大力宣传，说的天花烂坠，说什么电子版期刊其实也出版的，这其实是在混淆概念，玩文字游戏，电子版期刊，和正规的期刊是有很大区别的，一定要警惕这种陷阱，作者听到刊物名的第一反应就是去新闻出版总署查询备案情况，如果名字后面还有“电子版”字样，则要谨慎处理。

拓展阅读：建筑人员职称评定注意事项

《基层建设》是由中华人民共和国新闻出版总署批准，由政治部主管中国建材工程建设协会协办、政治部主办，面向国内外公开发行的部级期刊。

国际标准刊号：ISSN1003-5628，国内统一刊号：CN37-1371/D 。

主要栏目：施工建设、建筑规划与设计、基础建设、景观设计、园林园艺、工程造价、工程建设、市政桥梁、给水排水、工程管理、水利水电、电力建设、地质勘查、理论研究。

投稿须知：

1、投稿时请将稿件电子版(以WORD形式)发送至本刊投稿邮箱，在稿件中注明作者的真实姓名、单位、电话、电子邮箱、样刊投递地址和邮政编码，如需署笔名请注明;并提供作者简介、中文摘要和关键词、参考文献等内容，具体规范要求如下。

2、作者简介：姓名(出生年-)、性别、民族(汉族可省略)、籍贯、职称、学位、简历以及研究方向(任选)。

3、中文摘要：篇幅为100～300字;关键词：每篇文章可选3～8个。

4、参考文献：

(1)专著、论文集、学位论文、报告：[序号]主要责任者.文献题名.出版社：初版地，初版年.起止页码.

(2)期刊文章：[序号]主要责任者.文献题名.刊名，年，卷(期)：起止页码.

(3)报纸文章：[序号]主要责任者.文献题名.报纸名，初版日期(版次).

(4)电子文献：[序号]主要责任者.电子文献题名.电子文献的出处或可获得地址，发表或更新日期/引用日期(任选).

5、切勿一稿多投。本刊已被国内多家数据库收录，如作者不同意将文章编入，请在来稿时声明，本刊将作适当处理。

地质职称论文范文第2篇

【关键词】锆石；年代学；地球化学特征；地质应用

随着能够显示矿物内部复杂化学分区的成像技术和高分辨率的微区原位测试技术的发展和广泛应用,研究颗粒锆石等副矿物微区的化学成分、年龄、同位素组成及其地质应用等已成为国际地质学界研究的热点。锆石U2Pb法是目前应用最广泛的同位素地质年代学方法,锆石的化学成分、Hf 和O同位素组成广泛应用于岩石成因、壳幔相互作用、区域地壳演化的研究等,对地球上古老锆石的化学成分和同位素的研究是追朔地球早期历史的有效工具。笔者着重综述锆石的化学成分、同位素组成特征及其在地质学中的应用。

1.微区原位测试技术

锆石等副矿物在地质学中的广泛应用与近年来原位分析测试技术的快速发展密不可分。论文目前已广泛应用的微区原位测试技术主要有离子探针、激光探针和电子探针等。

1.1离子探针

离子探针(sensitive high resolution ion micro-probe,简称SHRIMP) 可用于矿物稀土元素、同位素的微区原位测试。在目前所有的微区原位测试技术中,SHRIMP 的灵敏度、空间分辨率最高(对U、Th含量较高的锆石测年,束斑直径可达到8μm) ,且对样品破坏小(束斑直径10～50μm,剥蚀深度

2000年,Cameca NanoSIMS 50二次离子质谱开始用于对颗粒大小为1～2μm的副矿物进行U-Th-Pb年代学研究。毕业论文 NanoSIMS对粒度极细小的副矿物进行定年要以降低精度为代价,且用于U-Th-Pb定年还没有进行试验,还未完全估算出其准确度和分析精度,有可能在西澳大利亚大学获得初步的成功。

1.2激光探针

激光剥蚀微探针2感应耦合等离子体质谱仪(la-ser ablation micr

o2probe2inductively coupled plas-ma mass spect romet ry,简称LAM2IC

PMS) ,即激光探针技术可实现对固体样品微区点常量元素、微量元素和同位素成分的原位测定。近年研制成功的多接收等离子质谱(MC-ICPMS)可同时测定同位素比值,该仪器现今已经成为Hf 同位素测定的常规仪器。近年来激光探针技术在原位测定含U和含Th副矿物的U-Pb、Pb-Pb年龄或Th-Pb年龄方面进展极快,在一定的条件下可获得与SHRIMP技术相媲美的准确度和精确度,且经济、快速(每个测点费时

2.锆石U-Th-Pb 同位素年代学

2.1锆石U-Th-Pb同位素体系特征及定年进展

由于锆石具有物理、化学性质稳定,普通铅含量低,富含U、Th[w(U)、w(Th)可高达1%以上],离子扩散速率很低,封闭温度高等特点,因此锆石已成为U-Pb法定年的最理想对象。

虽然锆石通常能较好地保持同位素体系的封闭,但在某些变质作用或无明显地质作用过程中亦可能丢失放射性成因铅,使得其t(206Pb/238U)和t(207Pb/235U)两组年龄不一致。造成锆石中铅丢失的一个最主要原因是锆石的蜕晶化作用;此外,部分重结晶作用也是导致锆石年龄不一致的又一原因。

近年来,锆石年代学研究实现了对同一锆石颗粒内部不同成因的锆石域进行微区原位年龄分析,提供了矿物内部不同区域的形成时间,使人们能够获得一致的、清楚的、容易解释的地质年龄,目前已经能够对那些记录在锆石内部的岩浆结晶作用、变质作用、热液交代和退变质作用等多期地质事件进行年龄测定,从而建立起地质过程的精细年龄框架。

2.2锆石微区定年的示踪作用

火成岩中耐熔的继承锆石可以保持U-Pb同位素体系和稀土元素(REE) 的封闭,从而包含了关于深部地壳和花岗岩源区的重要信息,可用于花岗岩物源和基底组成的示踪。职称论文笔者在研究江西九岭花岗岩中的锆石时,发现部分锆石边部发育典型的岩浆成因的环带,其中心具有熔融残余核。SHRIMP分析表明,这2部分的年龄组成有明显的差别,环带部分的年龄约为830Ma,而核部的年龄集中在1400～1900Ma,核部年龄可能代表花岗岩源岩的锆石组成年龄。

3.结语

锆石的结构和成分记录了岩石所经历的复杂地质过程。对内部结构复杂的锆石进行同位素和化学成分的微区原位分析,必须在对其内部结构进行详细研究的基础上进行。

地质职称论文范文第3篇

因此未来农村居民点整理潜力巨大。土地整理项目将带来巨大的综合效益。其中,经济效益表现为土地整理活动对国民经济与整理区的经济收入;生态环境效益表现为土地整理活动对自然生态环境的影响;社会效益表现为土地整理活动对农村社会环境、社会经济与自然资源合理利用的贡献与影响。因此,研究我市土地整理对未来社会与经济可持续发展具有十分重要的意义。

1、项目概况

项目区属亚热带季风气候类型,四季分明,雨水较多,光照充足,小气候差距显着,具有典型的丘陵山地气候特征。气温年平均为16.3℃,常年平均降水量约1373.6毫米,降水日年均约158.3天,相对湿度约82%,日照年均约1887.6小时,年日照百分率为45%,四周群山环抱,地势由南向北渐次倾斜,地貌为低山丘陵、河谷盆地和河网平原组成,地理位置优越,公路交通便利,项目区水资源丰富,水源以引运河水为主。适宜农业生产。土地均适宜稻、多种经济作物生长,水面适宜养殖鱼、虾、蟹。温度年季变化的影响较大,易出现旱涝、台风、冰雹、寒流等灾害性天气。项目区有23个行政村,总人口有4万余人,项目区经济基础较为雄厚,近年来经济发展更为迅速,具有很大的发展潜力。

2、项目区土地利用现状

项目区土地总面积1346.75hm2,其中耕地703.56hm2~,园地178.98hm2,林地8.56hm2,其它农用地257.09hm2,城镇及工矿用地116.78hm2,水利设施用地0.38hm2,未利用土地7.56hm2~,其他土地73.84hm2~。其中参与本次整理的地类为耕地、园地、交通用地,水域、未利用地,项目区的新增耕地有以下几个来源:通过对原有耕地进行整理,可以增加耕地52.68hm2;通过对农村道路整理,可增加耕地8.98hm2;通过对坑塘水面整理,可增加耕地8.04hm2;通过对农田水利用地整理,可增加耕地21.89hm2;通过对零星田坎进行整理,可增加耕地6.06hm2;通过对零星荒草地整理,可增加耕地1.15hm2;净增耕地率为5.39%。具体来说,土地整理效果表现在:通过农田水利工程的配套,扩大了项目区灌溉面积,土壤质量有所提高,耕层厚度有所增加,能够较好地适应农作物的生长,提高土地的利用效率,显着提高了耕地产出率;通过土地平整,沟塘和荒地整理,农田水利配套和水土流失治理,道路林网建设,既可有效增加耕地面积,还可显着改善农村生态环境,加速农村现代化进程,促进土地资源可持续利用。加大资金投入,积极维护基本农田的沟、路、渠等农业基础设施,改善农业生产条件,提高基本农田的抗御洪涝和干旱灾害的能力。注重增施有机肥,实现农业增产,农民增收。形成完善田间道路、林网、沟渠配套的基础设施,真正形成“田成方、路成框、木成行、管相连”的农田生态系统,有效地改善了当地的农业生态环境,为农业增产、农民增收创造了有利条件。中国论文服务网,本站刊载大量环境管理论文范文格式,经济管理职称论文。供广大论文答辩需要者、经济管理评职称需要者参考。

3、经济效益分析

通过土地整理,项目区可新增耕地90.76hm2,按照整理后新增耕地数量,计算新增耕地效益。该效益的计算考虑当地发展高效农业种植所产生的经济效益。整理后,增加早地面积38.12hm2,增加水田面积51.64hm2。耕地农作物产量可增加1 500、1 500、750kv/hm2,可净增效益1672354元/hm2。项目区基础设施年运行费用。按工程施工费的5%考虑,项目区基础设施年运行费用为90.75万元/年。项目区年经济效益。经计算,项目区年经济效益为335.3万元/年。土地整理项目经济评价。项 目经济评价按动态分析法计算项目的经济净现值、经济效益费用比。项目总投资为2563.78万元,年经济效益为356.40万元,经济分析期取30年,按12%的社会折现率计算经济净现值、经济效益费用比。

4、社会效益分析土地整理的社会效益指的是土地整理实施后, 对社会环境系统的影响及其产生的宏观社会效应。也就是说,土地整理在获得经济效益、生态效益的基础上, 从社会角度出发,为实现社会发展目标(促进农村经济发展、增加就业机会、缩小城乡差别、公平分配等) 所作贡献与影响的程度。对土地整理项目进行社会效益分析有利于国民经济发展目标与社会发展目标协调一致,防止单纯追求项目的经济效益;有利于项目与所在地区利益协调一致,减少社会矛盾和纠纷,防止产生不利的社会影响和后果,促进社会稳定;有利于避免和减少项目建设和运营的社会风险,提高投资效益。项目区通过土地整理,增加了有效耕地面积,提高了耕地质量,增强了农业发展后劲,保证了农业持续稳定发展。项目完成后可新增耕地90.76hm2,保障了农民的生产安全和农村经济的可持续发展。起到较强的示范带头作用。通过土地整理调整了农业结构,提高了农产品的质量和效益,改善了生产条件,为农业增产、农民增收打下了坚实的基础。

5、生态效益分析

地质职称论文范文第4篇

关键词: 城市环境; 地球化学调查; 生态评价; 污染指示物

自上世纪60 年代系列公害事件发生后, 环境问题已成为倍受各国关注的国际性的重大问题。作为人口高度密集的城市区域, 其环境状况早已引起世界上许多国家的高度重视, 在过去的几十年里, 一些地球化学研究相继集中在城市区域。目前, 城市环境地球化学调查已在世界各地展开, 如亚洲的香港[1]; 欧洲的伦敦[2]、柏林市[3], 非洲的哈博罗内市[4]。调查的目的在于查明市区的污染水平及郊区的“背景值”, 区分鉴定不同的污染源, 评价城市环境的生态效应, 研究城市环境与人类健康的关系。

1 城市环境地球化学调查的技术路线

1.1 采样点布置方案

目前, 国外的城市环境调查一般在两个区域进行, 即郊区和城区。在郊区的调查一是为了确定城区的背景值,论文 二是获得城- 郊地理变化区域内元素分布的地球化学变化梯度。如Lind等在瑞典的斯德哥尔摩市调查土壤重金属的含量时, 以城市最繁华地带为中心, 分带布置样点, 带距为0~3km, 3~9km 和>9km[5];Birke 等在德国柏林市的调查中就包括大范围的郊区区域[3]。通过对比城- 郊区的地球化学特征来揭示人类活动对城区地球化学环境状况的影响程度。

为了调查城市不同区域内的环境地球化学状况,研究不同的用地类型对元素分布的影响, 分别在城市的不同功能区域分类取样, 即: 郊区土壤、工业区土壤、居民区土壤、商业区土壤和农业土壤[3- 5]。主要采集表层土壤(0~5cm)。在不同类型区域内选择代表性点位取垂向土壤剖面样品。城区的土壤难以实现均匀的网格化取样, 一般按公园和绿地的分布随机布置取样点。

1.2 采样介质

环境地球化学的采样介质包括土壤、大气、水、水系沉积物、生物样等。但目前城市环境地球化学调查主要集中在土壤、大气颗粒物(或气溶胶)、大气降尘等三种。其中较常用的是采集和分析城市浅层土壤样和降尘样。

在街道两边或高层建筑物顶部收集降尘并结合地面土壤是城市环境地球化学调查的主要方法。如Rasmussen等在渥太华市内取居室内灰尘、附近的街道降尘和公园土壤进行比较来研究该市的环境质量[6]。降尘和土壤对比调查, 即可查明元素在不同介质中的污染水平, 还有助于分析污染物的来源。

2 城市环境地球化学的解释与评价

2.1 城市环境的地球化学解释

城市环境调查结果的地球化学解释是指对城市环境中重金属元素的分布特征、成因及其来源进行解释,毕业论文 研究元素地球化学分布模式、迁移转化规律和机理, 建立城市环境地球化学调查成果解释体系。

2.1.1元素来源判别

对城市环境中污染物的来源及成因进行分析判断是城市环境地球化学调查的重要内容。多元统计方法在研究城市环境的物源判断中具有广泛的应用, 并以聚类分析和因子分析为主[7- 9]。不同来源的元素在因子分析中常常进入不同的主因子或表现为聚类分析中的不同元素组合, 根据元素的组合特征来区分元素的来源。如Manta 等在意大利的城市土壤中发现了Cu、Pb、Zn人为源的因子组合, 而V, Ni, Mn, Co等元素作为自然源进入另一因子, 并在聚类分析中组合在一起[8]。

城市环境物源判断的另一重要方法是富集因子(EF)法, 它是一种能反映不同地质环境的化学元素比率方法, 用代表陆地来源的元素(如Al、Ti、Zr 和稀土元素等)和代表海洋源的元素(Na)作为参考元素对样品中的元素含量进行标准化, 以平抑自然差异对元素含量的影响, 在此情况下出现的较高的富集因子值即意味着人为源的存在, 这种方法在环境地球化学判断

元素来源及富集程度中具有非常广泛的应用[10- 11], 特别是在大气颗粒物或气溶胶介质中的应用效果尤为显着。其计算公式为[11]:

EF 海(X)=( X/Na) 气/( X/Na) 海(1)

EF 壳(X)=( X/Na) 气/( X/Na) 壳(2)

其中, 公式(1)为判断海洋源的计算公式, 以Na为参考元素; 公式(2)为陆地源的计算公式, 以Al 为参考元素。(X/Na)气、(X/Na)海、(X/Na)壳分别代表元素X在大气颗粒物、海水及地壳中的含量。

通常将EF>10 作为大气颗粒物的人为源标志。但在粒径为2.5μm 的大气颗粒物中, EF>5 即为人为源的标志[12]。

2.1.2元素分布类型及成因

在世界范围内的城市土壤中重金属元素含量普遍偏高, 但在不同的城市中变化很大, 这依赖于城市的历史年代、经济发达程度、硕士论文 不同的用地类型、汽油的添加济成分、车辆元件的组成等, 在城市环境元素分布及成因的解释中应综合分析以上各种因素。城市交通是产生重金属元素的重要途径之一, 如Cu 通常是汽车剂的组分, 而Pb 曾一度是汽油的防爆剂, Sb 可以作为闸垫材料。因此, 交通是城市中Cu、Pb、Zn、Sb 等元素的主要来源。Romic 等发现, 燃烧和道路交通, 尤其是轮胎的磨损和消耗是城市区域内Cd 的主要污染源[7];Moller 等在大马士革调查时认为交通是表层土壤中Cu、Pb、Zn 等重金属元素富集的主要原因[9]。与历史久远的工业化城市相比, 相对年轻的城市具有较低的重金属含量, 如非洲的哈博罗内市[4]比悠久的重工业城市伦敦[2]、柏林[3]的表层土壤的重金属含量偏低[9], Li 等发现, 城市公园土壤中Cu, Pb和Zn 的含量与公园的年龄之间具有明显的相关性[1],即城市历史越长, 重金属含量越高。元素在表层土壤中的分布明显依赖于城市用地及工业类型, 如Birke 等[3]在柏林市调查中发现, Al,K, Si, Na, Sc 和Ti 主要是自然源, 即与母质的组成有关; 工业区域倾向于被Cu, Cd, Zn, Pb, Hg 污染; 农业区由于大量使用化肥和污泥, 富集Cd, F, Cr, Hg, Ni,Zn 和P 元素。尽管非洲的哈博罗内市比较年轻, 但它的不同区域仍然受Cr, Co, Ni, Cu, Zn 和Pb 等元素不同程度的污染。如城市中心和 工业区的Co, Cu, Pb,Zn 等元素污染, 农业土壤中的Cr,Ni 污染, 居民区及工业区的Zn 污染[4]。

2.2 城市环境地球化学评价

2.2.1污染程度评价

将郊区土壤背景值与城市各功能区含量进行比较是了解城市环境污染水平最常用、最直接的方法。如瑞典斯德哥你摩市Hg 在市中心土壤中的含量是郊区背景值的20 倍, Pb 和Zn 在市区中的含量也远远高于背景值[5]; 在柏林老工业区, Cu 的最大值是背景值的2050 倍, Cd 是1638 倍, Hg 是1780 倍[3]。通过同一城市不同功能区内元素含量的对比以及不同城市之间的对比, 也常用来评价城市环境的污染水平。

农业土壤与城区内土壤不同, 除了农用化学品外,大气沉降、污水灌溉、垃圾填埋场等都会对农田中的重金属积累产生重要影响。对这部分的污染评价, 比较有效的评价方法是地质积累指标法(Igeo)和富集因子法(EF)。对大气污染物的评价, 富集因子法尤为有效。

2.2.2生态效应评价

( 1) 气溶胶的生态效应评价。大气固体悬浮物的粒径大小具有来源特征, 粗粒源于陆地尘埃, 而细粒源于燃料的燃烧[13]。颗粒越细, 危害越大, 极细的颗粒物可通过呼吸进入人体, 粒径小于10μm (PM10), 尤其是小于<2.5μm(PM2.5)的粒子, 会导致哮喘, 甚至死亡[14]。因此, 生物圈气溶胶中的重金属含量具有高度的生态风险性。

( 2) 元素生物有效性评价。研究元素生态效应的常规方法是连续偏提取法, 在城市环境调查中, 也有相关的研究实例, 如Zhai等调查发现, 医学论文 由交通引起的人为源的Pb主要以有机质吸附和铁- 锰氧化物态存在[4]; 香港和伦敦的路尘中, Pb, Zn主要以铁锰氧化物相存在, Cu主要以有机质吸附态存在[15]。影响降尘中元素有效性的重要因素是降雨的pH值。一般情况下,在较低pH条件下元素易于溶解, Alloway等报道其可溶性Cd平均为总量( 降尘量) 的60%[16]; 这可能是由于人类活动输入的硫和氮的氧化物使雨水酸化。因此,在易出现酸雨的城市区域具有较大的生态风险性。

3 城市环境地球化学调查应解决的重点问题

3.1 开展城市环境的立体空间调查

目前城市环境地球化学调查主要集中在土壤和大气, 缺乏系统的地下水及地表水资料。在城市环境的地球化学元素循环过程中, 起源于自然地质作用和人类活动的元素在土壤- 大气- 水- 生物系统内迁移转化, 借风力作用进入大气中的元素通过干湿沉降进入土壤和水体。世界各国所进行的城市环境地球化学调查, 获得了大量土壤和大气颗粒物等方面的资料, 但结合水体和生物样的调查不多。如果采样介质涵盖环境生态系统中的各个环境因子, 将有助于综合分析重金属元素在城市环境系统中的迁移转化规律, 建立元素在城市环境系统中的循环演化模型。

3.2 确定城市环境调查的污染指示物

城市区域内浅层土壤样及农业土壤深、浅层样是目前国际上广泛使用的城市环境调查指示物, 但是,以何种粒度的样品作为指示物尚没有统一。Birke等在柏林市的土壤调查中分析了<2mm粒度样品[3], 职称论文而有的作者用沉积物中<2μm的粘土组分进行污染评价, 而用<63μm的泥粒作相态分析[17]。细粒组分含有更多的粘土矿物和有机质, 对重金属元素的吸附力强, 使重金属元素倾向于在细粒组分中富集[1], 所以表层土壤的细粒组分, 如<63μm适于作为污染评价的指示物。

其次是大气颗粒物或是气溶胶。由工业排污、燃料燃烧、机动车交通等引起的污染物, 多以气态、颗粒物或气溶胶等形式存在[5]。一般情况下, 污染物含量依赖于粒径大小, 颗粒越细, 越具有毒性效应[16], 因此Fairley等认为, PM2.5适于作为颗粒物质引起的风险评估[17]。

另外, 重金属通过自然作用和人类活动进入大气圈, 它们主要以分子或颗粒物形式通过大气圈进行大规模的迁移[18]。在英国城市区域内Cd 的大气沉降速率为3.9~29.6g/hm2·a, 郊区为2.6~19g/hm2·a[7]。所以,城市区域内的表层土壤和路边尘土是大气沉降污染的有效指示物。

3.3 城市环境质量标准的建立

地质职称论文范文第5篇

1城市环境地球化学调查的技术路线

1.1采样点布置方案

目前,国外的城市环境调查一般在两个区域进行,即郊区和城区。在郊区的调查一是为了确定城区的背景值,写作论文二是获得城-郊地理变化区域内元素分布的地球化学变化梯度。如Lind等在瑞典的斯德哥尔摩市调查土壤重金属的含量时,以城市最繁华地带为中心,分带布置样点,带距为0～3km,3～9km和>9km[5];Birke等在德国柏林市的调查中就包括大范围的郊区区域[3]。通过对比城-郊区的地球化学特征来揭示人类活动对城区地球化学环境状况的影响程度。

为了调查城市不同区域内的环境地球化学状况,研究不同的用地类型对元素分布的影响,分别在城市的不同功能区域分类取样,即:郊区土壤、工业区土壤、居民区土壤、商业区土壤和农业土壤[3-5]。主要采集表层土壤(0～5cm)。在不同类型区域内选择代表性点位取垂向土壤剖面样品。城区的土壤难以实现均匀的网格化取样,一般按公园和绿地的分布随机布置取样点。

1.2采样介质

环境地球化学的采样介质包括土壤、大气、水、水系沉积物、生物样等。但目前城市环境地球化学调查主要集中在土壤、大气颗粒物(或气溶胶)、大气降尘等三种。其中较常用的是采集和分析城市浅层土壤样和降尘样。

在街道两边或高层建筑物顶部收集降尘并结合地面土壤是城市环境地球化学调查的主要方法。如Rasmussen等在渥太华市内取居室内灰尘、附近的街道降尘和公园土壤进行比较来研究该市的环境质量[6]。降尘和土壤对比调查,即可查明元素在不同介质中的污染水平,还有助于分析污染物的来源。

2城市环境地球化学的解释与评价

2.1城市环境的地球化学解释

城市环境调查结果的地球化学解释是指对城市环境中重金属元素的分布特征、成因及其来源进行解释,写作毕业论文研究元素地球化学分布模式、迁移转化规律和机理,建立城市环境地球化学调查成果解释体系。

2.1.1元素来源判别

对城市环境中污染物的来源及成因进行分析判断是城市环境地球化学调查的重要内容。多元统计方法在研究城市环境的物源判断中具有广泛的应用,并以聚类分析和因子分析为主[7-9]。不同来源的元素在因子分析中常常进入不同的主因子或表现为聚类分析中的不同元素组合,根据元素的组合特征来区分元素的来源。如Manta等在意大利的城市土壤中发现了Cu、Pb、Zn人为源的因子组合,而V,Ni,Mn,Co等元素作为自然源进入另一因子,并在聚类分析中组合在一起[8]。

城市环境物源判断的另一重要方法是富集因子(EF)法,它是一种能反映不同地质环境的化学元素比率方法,用代表陆地来源的元素(如Al、Ti、Zr和稀土元素等)和代表海洋源的元素(Na)作为参考元素对样品中的元素含量进行标准化,以平抑自然差异对元素含量的影响,在此情况下出现的较高的富集因子值即意味着人为源的存在,这种方法在环境地球化学判断

元素来源及富集程度中具有非常广泛的应用[10-11],特别是在大气颗粒物或气溶胶介质中的应用效果尤为显著。其计算公式为[11]:

EF海(X)=(X/Na)气/(X/Na)海(1)

EF壳(X)=(X/Na)气/(X/Na)壳(2)

其中,公式(1)为判断海洋源的计算公式,以Na为参考元素;公式(2)为陆地源的计算公式,以Al为参考元素。(X/Na)气、(X/Na)海、(X/Na)壳分别代表元素X在大气颗粒物、海水及地壳中的含量。

通常将EF>10作为大气颗粒物的人为源标志。但在粒径为2.5μm的大气颗粒物中,EF>5即为人为源的标志[12]。

2.1.2元素分布类型及成因

在世界范围内的城市土壤中重金属元素含量普遍偏高,但在不同的城市中变化很大,这依赖于城市的历史年代、经济发达程度、写作硕士论文不同的用地类型、汽油的添加济成分、车辆元件的组成等,在城市环境元素分布及成因的解释中应综合分析以上各种因素。城市交通是产生重金属元素的重要途径之一,如Cu通常是汽车剂的组分,而Pb曾一度是汽油的防爆剂,Sb可以作为闸垫材料。因此,交通是城市中Cu、Pb、Zn、Sb等元素的主要来源。Romic等发现,燃烧和道路交通,尤其是轮胎的磨损和消耗是城市区域内Cd的主要污染源[7];Moller等在大马士革调查时认为交通是表层土壤中Cu、Pb、Zn等重金属元素富集的主要原因[9]。与历史久远的工业化城市相比,相对年轻的城市具有较低的重金属含量,如非洲的哈博罗内市[4]比悠久的重工业城市伦敦[2]、柏林[3]的表层土壤的重金属含量偏低[9],Li等发现,城市公园土壤中Cu,Pb和Zn的含量与公园的年龄之间具有明显的相关性[1],即城市历史越长,重金属含量越高。元素在表层土壤中的分布明显依赖于城市用地及工业类型,如Birke等[3]在柏林市调查中发现,Al,K,Si,Na,Sc和Ti主要是自然源,即与母质的组成有关;工业区域倾向于被Cu,Cd,Zn,Pb,Hg污染;农业区由于大量使用化肥和污泥,富集Cd,F,Cr,Hg,Ni,Zn和P元素。尽管非洲的哈博罗内市比较年轻,但它的不同区域仍然受Cr,Co,Ni,Cu,Zn和Pb等元素不同程度的污染。如城市中心和工业区的Co,Cu,Pb,Zn等元素污染,农业土壤中的Cr,Ni污染,居民区及工业区的Zn污染[4]。

2.2城市环境地球化学评价

2.2.1污染程度评价

将郊区土壤背景值与城市各功能区含量进行比较是了解城市环境污染水平最常用、最直接的方法。如瑞典斯德哥你摩市Hg在市中心土壤中的含量是郊区背景值的20倍,Pb和Zn在市区中的含量也远远高于背景值[5];在柏林老工业区,Cu的最大值是背景值的2050倍,Cd是1638倍,Hg是1780倍[3]。通过同一城市不同功能区内元素含量的对比以及不同城市之间的对比,也常用来评价城市环境的污染水平。

农业土壤与城区内土壤不同,除了农用化学品外,大气沉降、污水灌溉、垃圾填埋场等都会对农田中的重金属积累产生重要影响。对这部分的污染评价,比较有效的评价方法是地质积累指标法(Igeo)和富集因子法(EF)。对大气污染物的评价,富集因子法尤为有效。

2.2.2生态效应评价

(1)气溶胶的生态效应评价。大气固体悬浮物的粒径大小具有来源特征,粗粒源于陆地尘埃,而细粒源于燃料的燃烧[13]。颗粒越细,危害越大,极细的颗粒物可通过呼吸进入人体,粒径小于10μm(PM10),尤其是小于<2.5μm(PM2.5)的粒子,会导致哮喘,甚至死亡[14]。因此,生物圈气溶胶中的重金属含量具有高度的生态风险性。

(2)元素生物有效性评价。研究元素生态效应的常规方法是连续偏提取法,在城市环境调查中,也有相关的研究实例,如Zhai等调查发现,写作医学论文由交通引起的人为源的Pb主要以有机质吸附和铁-锰氧化物态存在[4];香港和伦敦的路尘中,Pb,Zn主要以铁锰氧化物相存在,Cu主要以有机质吸附态存在[15]。影响降尘中元素有效性的重要因素是降雨的pH值。一般情况下,在较低pH条件下元素易于溶解,Alloway等报道其可溶性Cd平均为总量(降尘量)的60%[16];这可能是由于人类活动输入的硫和氮的氧化物使雨水酸化。因此,在易出现酸雨的城市区域具有较大的生态风险性。

3城市环境地球化学调查应解决的重点问题

3.1开展城市环境的立体空间调查

目前城市环境地球化学调查主要集中在土壤和大气,缺乏系统的地下水及地表水资料。在城市环境的地球化学元素循环过程中,起源于自然地质作用和人类活动的元素在土壤-大气-水-生物系统内迁移转化,借风力作用进入大气中的元素通过干湿沉降进入土壤和水体。世界各国所进行的城市环境地球化学调查,获得了大量土壤和大气颗粒物等方面的资料,但结合水体和生物样的调查不多。如果采样介质涵盖环境生态系统中的各个环境因子,将有助于综合分析重金属元素在城市环境系统中的迁移转化规律,建立元素在城市环境系统中的循环演化模型。

3.2确定城市环境调查的污染指示物

城市区域内浅层土壤样及农业土壤深、浅层样是目前国际上广泛使用的城市环境调查指示物,但是,以何种粒度的样品作为指示物尚没有统一。Birke等在柏林市的土壤调查中分析了<2mm粒度样品[3],写作职称论文而有的作者用沉积物中<2μm的粘土组分进行污染评价,而用<63μm的泥粒作相态分析[17]。细粒组分含有更多的粘土矿物和有机质,对重金属元素的吸附力强,使重金属元素倾向于在细粒组分中富集[1],所以表层土壤的细粒组分,如<63μm适于作为污染评价的指示物。

其次是大气颗粒物或是气溶胶。由工业排污、燃料燃烧、机动车交通等引起的污染物,多以气态、颗粒物或气溶胶等形式存在[5]。一般情况下,污染物含量依赖于粒径大小,颗粒越细,越具有毒性效应[16],因此Fairley等认为,PM2.5适于作为颗粒物质引起的风险评估[17]。

另外,重金属通过自然作用和人类活动进入大气圈,它们主要以分子或颗粒物形式通过大气圈进行大规模的迁移[18]。在英国城市区域内Cd的大气沉降速率为3.9～29.6g/hm2·a,郊区为2.6～19g/hm2·a[7]。所以,城市区域内的表层土壤和路边尘土是大气沉降污染的有效指示物。

3.3城市环境质量标准的建立

地质职称论文范文第6篇

基于微观管理视角，剖析国有施工设计企业技术创新管理存在工程项目工期紧张，技术创新时间不足，方案创新潜伏风险、课题研究行政垄断，基层人员难以涉足等问题。技术创新疲软的深层原因主要有学习功利化、机制行政化、产权虚假化。加强国有施工设计企业技术创新管理的改革，应该重视学习，推进二次开发；建立健全技术交流机制，完善技术创新奖励机制，激发创新活力；开辟内部课题申报渠道，营造宽松环境；完善技术人员晋升机制，避免用非所长。

关键词：

国有施工设计企业；技术创新管理；改革路径

中图分类号：F2

文献标识码：A

文章编号：16723198（2014）06001402

在竞争日益激烈和开放的建筑市场环境中，除了人才，技术的创新与储备成为国有施工设计企业提升核心竞争力的关键因素。谁拥有的技术创新越多，谁在发展方式转变中迈出的步伐就越大，谁的市场竞争力就越强。如何激发技术人员的创新热情，无疑成为国有施工设计企业迎接竞争和挑战需要关注和深思的重要课题。

1 国有施工设计企业技术创新的基础管理现状

工程项目千差万别的地质条件、项目规模、施工难度，都给国有施工设计企业创新工艺、设备和材料带来了外在动力和压力。技术创新成为企业生产会议、工作报告、方案讨论上喊得最响亮的口号。专利申报、课题研究、方案评审，都为国有施工设计企业开辟了技术创新的有效形式和方便渠道。可在现行管理环境下，国有施工企业的技术创新却表现出一副疲软状态，缺乏动力、活力和激情。

1.1 工程项目工期紧张，技术创新时间不足，导致质量难以提升

施工设计企业服务的对象大多是工程项目业主。虽说工程项目规模越来越大、施工难度也随之增加，可业主对工期的要求却越来越严格，有的甚至十分苛刻。要为业主提供优质服务，夺得市场竞争的优势主导，施工设计企业唯有迎合业主的苛刻工期要求，技术人员也唯有按照常规加班埋头绘图。如此一来，施工技术人员疲于应付工期，缺乏时间学习以更新日新月异的知识结构，缺乏时间抬起头来进行技术总结以储备新的技术经验和技巧，技术创新自然也就成为无源之水的口头空谈。

1.2 施工现场安全至上，方案创新潜伏风险

在项目施工过程中，安全质量风险无处不在、无时不有。除去施工安全技术措施、安全教育与训练、安全保护措施等方面的原因，施工方案创新带来的潜在风险难以忽略，也难以预见。在安全质量至上、以稳求发展的环境下，技术人员创新的施工方案，有可能在方案评审的过程中就被纂改甚至得以枪毙。长此以往，基层设计人员的创新热情慢慢磨灭在长期不被采纳和接受的惯性中。

1.3 课题研究行政垄断，基层人员难以涉足

在科学网主办的“2011年中国科学年度新闻人物”评选中，湖南大学新任校长赵跃宇以“两不承诺”高票当选。“两不承诺”即在任期内不申报新科研课题、不新带研究生。他的“两不承诺”获得如此赞许从另外一个方面反衬了科技人员对于厘清行政与学术的希冀和期待。对于科研课题的行政垄断，不只是高校教育体制存在。在产科研一体化的背景下，作为科技创新主体的国有企业，国家课题、总公司课题、局级课题，层层行政垄断的现象即行政权力影响甚至绑架科研的学术不端行为十分普遍。学术被行政绑架导致的一个尴尬局面就是：领导事务繁忙、应酬缠身，无心无力精心搞科研，却可以凭着自身在申请课题、争取经费以及科技评奖中的权力优势，以第一作者的身份无功截取学术成果，名利双收；而潜心参与研究的基层设计人员，只有在行政领导排完成果署名位置之后，渴求成果能挂上自己的名字就足以幸运，劳心劳力却名利双无。申请与研究、成果与归属的两张皮，严重挫伤了基层技术人员创新的动力和活力。

2 国有施工设计企业技术创新疲软的深层原因剖析

国有施工设计企业目前招聘的人才一般都是硕士研究生学历，从事技术研究与创新的学习能力与理论水平不是缺乏，而是富足；从国家课题到单位自主设立的研究课题，为技术研究与创新指明了方向；大型工程项目的陆续上马，也为国有施工设计企业技术创新提供了外在动力。而所有这些优势条件却没能激发国有施工设计企业技术创新的内在能动性，究其原因，价值取向、管理机制、社会氛围难辞其咎。

2.1 学习功利化

自国家主抓建筑市场资质以来，各国有施工设计企业为了尽早拥有市场绝对竞争优势的特级资质，纷纷出台各类注册类资格考试的重金奖励制度。“重金之下必有勇夫”，基层技术人员的业余时间都用于备战各类资格考试，而工程技术总结只有在撰写职称论文的时候才得以重视，工程方案创新不但不能获取收效而且连被采纳的希望都渺茫，自然搁之脑后。

2.2 机制行政化

在现行体制内，行政级别与科研水平几乎是等同的。科技进步奖、课题申报甚至职务科技论文，都以各种限制性条件垄断在拥有行政级别的领导手中，机制的行政化随之而来的是奖项、课题、署名的行政排名，基层设计人员根本无法以自身名义申报奖项、申报课题以及论文署名。除此之外，国有施工企业技术人员晋升的最后渠道都是行政岗位，造成了技术人员宝贵技术经验的严重浪费。

2.3 产权虚假化

尊重知识产权，是激发技术人员创新的最起码要求。纵观各领域知识产权现状，学术论文署名造假习以为常，科技奖项非研究者截取司空见惯，课题申报领导领衔是基本套路，所有这些已成为科研机制内不成文却大行其道的“潜规则”，即使被坦然接受，却无形之中磨灭了基层技术人员潜心研究与创新的积极性。

3 国有施工设计企业技术创新管理的改革路径

管理是一个企业在市场竞争中致胜的法宝，是能够带来生产力的无形资产。良好的管理能把单位的人、财、物合理有效地结合起来、组织起来、调动起来，以尽可能少的人员、尽可能低的成本、尽可能短的时间完成尽可能多、尽可能好的工作，进而带来效率的提升、效益的提高以及人才的成长，达到物尽其用，人尽其才的企业价值目标。

3.1 收集学习先进技术资料，推进二次开发

广泛搜集国内施工设计技术的前沿资料，搜集翻译国外施工设计技术的最新成果，是为技术人员及时动态地掌握和学习施工领域前沿技术的一项基础工作。虽然见效甚微而间接，不能带来直接的经济效益，却是技术人员积极探索和消化吸收先进理念和技术省时省力的捷径，是加快科技创新和科研成果转化的知识铺垫，是继承和创新有机结合，走引进、消化、吸收、改进和自主研究相结合的有效途径。在消化吸收先进施工技术和工艺的基础上，结合自身的施工设计实践加以筛选、借鉴、总结和完善，在学习中推进技术创新的二次开发。

3.2 建立健全技术交流机制，促进产学研结合，共享技术经验

技术交流是一个学习的过程，更是一个激发的过程。各个单位都会有自己独特的技术经验和优势，交流中的探讨，会让经验的吸收和推广应用来得更加直接和有效。要重视企业技术创新过程中与外部的交流和联系，构建产学研合作机制。与智力、知识、信息资源丰富的大学、科研院所的交流与合作成为企业提高技术创新能力的必然选择。产学研合作是科研、教育、生产不同社会分工在功能与资源优势上的协同与集成化，是技术创新上、中、下游的对接与耦合，其符合社会生产力发展和技术创新规律，具有很强的技术创新机制，是优化企业科技行为的有效实现形式和途径。因此，要充分利用博士后流动站这一产、学、研的学习交流平台，加强与高等院校的理论交流，加快企业人员知识更新步伐，培养企业所需创新能力强、发展潜力大的优秀人才。与兄弟单位建立技术人员交流机制，相互委派技术人员，学习各自的设计标准，借鉴各自的技术优势，以达到资源整合、优势互补、提升竞争之目的。在单位内部各工程项目之间，开展技术交流讲座，探讨各工程项目设计过程中的技术创新点和值得推广应用的标准化设计，在提高施工设计效率的同时，逐步推进工程项目中某些工艺设计的创新性和标准化。

3.3 完善技术创新奖励机制，激发创新活力

创新和研究，不能一蹴而就地完成，更不会立竿见影地见效，它需要企业着眼长远利益和稳健发展，建立合理有效的奖励机制和长期固定的奖励基金，激发员工甘于潜心研究的动力和活力。首先，国有施工设计企业应根据自身的科技创新战略规划，加大科技创新资金的投入，建立以多层次、多渠道、全方位的研发资金支持体系，为科技创新提供充足的资金保障。其次，企业应根据科技创新的财务预算、创新项目的难度和适应性，制定具体的科技创新经费管理办法，做到专款专用，奖励言而有信，从制度和管理上为技术人员的创新提供预期待遇和奖励保障。最后，在创新技术申报获得奖项之后，奖金的发放比例应向基层设计人员倾斜，使付出精心和努力的基层设计人员在不能获得名的情况下，求得利的安慰。

3.4 开辟内部课题申报渠道，营造宽松环境

扛不住行政、科研一肩挑的体制绑架和惯性影响，企业内部可以通过设立科研课题基金，鼓励基层技术人员根据自己的工作内容、设计特色、专业知识、兴趣爱好，申报自己的科研课题，从而在单位内部促进学术权力和行政权力的合理配置、相辅相成、高效运转、良性互动，营造一种体制宽松、思想自由的科研环境。这样做，一方面可以充分利用重点工程项目创新实践平台，激发基层技术人员的创新思维、灵感和热情，踏实钻研，建功立业；另一方面，企业可以在完成营业总额目标的同时，实现整体技术实力和核心竞争力的同步提升。

3.5 完善技术人员晋升机制，避免用非所长

除了技术职称，从技术人员、项目负责人、设计室（所）主任直至总工程师，是目前国有施工设计企业技术人员顺畅的晋升渠道。而“僧多肉少”的岗位设置，晋升机会让大多数设计人员望尘莫及。即便升至总工程师，进一步提升就只有总经理之类的行政职务。如此晋升机制，势必造成技术人员多年技术经验和创新思维的严重浪费。为企业技术创新人员设置与企业经营管理人员平行的评价体系和晋升机制，消除对管理人才和技术人才的待遇差别，打造“行政的归行政，管理的归管理”的人事管理机制，在提升企业管理水平和效率的同时，避免科技骨干用非所长、稀缺技术资源过多流失。

参考文献

[1]毛胜国.论企业技术创新管理[J].四川有色金属，2012，（1）：6266.

[2]柏木钉.大学校长不做科研行不行[N].人民日报，2012227.

[3]杨长明.施工企业工程项目风险及其防范[J].铁道工程企业管理，2014，（1）.

[4]徐志伟.谈谈建筑施工企业技术创新体制的建设[J].广东建材，2005，（6）.

地质职称论文范文第7篇

关键词: 防砂技术;化学防砂;固砂剂;热采稠油井;技术发展;辽河锦州油田;综述

锦州油田现生产区块主要有锦45 块、锦7 块、欢17 块、锦25 块、锦16 块等,在长期的开采过程中,油井出砂一直是制约油田正常生产的一个主要因素。据统计2000 年出砂井数873 口, 2005 年上升到1056 口。论文 这些区块呈现的特征是出砂的套变油井逐年增多,出砂粒径逐年变细,出砂量逐年增多。其中锦45 块和锦7 块由于成岩作用差,胶结疏松,油井出砂极为严重。机械防砂、压裂防砂、螺杆泵排砂等防排砂技术受井下工具的限制,均不适用于出细粉砂油井和套变油井防砂,而化学防砂具有其他防砂措施不可替代的优越性,具有固化强度高、有效期长、对地层伤害性小、施工简便的特点,所建立的人工井壁能有效地阻挡地层出砂,具有普遍性,能很好地解决各种油井防砂问题,是解决套变油井和出细粉砂油井防砂难题的有效方法。

1 　化学防砂技术的发展历程

锦州油田已开发15 年,油井出砂一直是影响油田开发水平提高的主要因素之一,毕业论文 化学防砂技术的应用和发展在油田开发中起了至关重要的作用。1992～2005 年期间化学防砂技术的发展可分为四个阶段。

(1) 1992～1995 年,在稀油和稠油区块分别使用以长效黏土稳定剂为主的fsh2901 稀油固砂剂和以无机物为主的bg-1 高温固砂剂。

(2) 1996～1997 年,稠油井化学防砂技术有了新突破,先后开发并研制了含有有机成分的三氧固砂剂、高温泡沫树脂和改性呋喃树脂溶液防砂剂。

(3) 1998～2002 年,以具有溶解和溶合作用的氟硼酸综合防砂技术代替长效黏土稳定剂成为稀油井化学防砂技术的主流,以含有水泥添加剂的有机硅固砂剂代替了三氧固砂剂。

(4) 2003～2005 年,改性呋喃树脂防砂技术由于有效率较高和有效期较长,医学论文 成为化学防砂技术的主流,其余早期的化学防砂技术不再使用,同时lh-1 高强度固砂剂防砂技术通过了现场试验。

2 　化学防砂技术的应用效果

2.1 fsh-901 稀油井固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　fsh-901 固砂剂主要成份为线性的高分子阳离子型聚合物n2胺甲基聚丙烯酰胺,这种聚合物中阳离子与黏土晶格中的阳离子发生交换作用,中和黏土表面的静电荷,消除黏土片层间的排斥力,使黏土呈吸缩状态,阻止黏土膨胀引起砂粒运移。由于与黏土发生交换的阳离子是连接成链状的,可在黏土颗粒表面形成强大的吸附膜,包裹黏土颗粒,使黏土颗粒与泥砂颗粒牢固地黏结在一起,又可防止其他阳离子的侵入和交换,达到固砂和防止油层出砂的目的。

(2) 应用效果　1992～1997 年,使用fsh-901稀油井固砂剂总计施工136 井次,有效107 井次,有效率78.7 %。

2.2 bg-1 高温固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　该高温固砂剂是以含钙的无机化合物为主体,加入有机硅化物及分散剂,经密闭表面喷涂工艺处理制得的白色粉末状固体颗粒。在快速搅拌下将该剂分散在水介质中,配制成微碱性的悬浮液,在注汽条件下挤入井内,其中的硅化物在井筒近井地带高温表面发生脱水反应,将地层砂牢固地结合在一起,从而达到固砂的目的。

(2) 应用效果　1992～1995 年,使用bg-1 高温固砂剂总计施工79 井次, 有效63 井次, 有效率79.7 %。

2.3 　三氧固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　三氧固砂剂由粉状氢氧化钙、碳酸钙、甲基三乙氧基硅烷,二甲基二乙氧基硅烷、分散剂、助乳化剂及其他助剂组成。承载于氢氧化钙和碳酸钙上的乙氧基硅烷在高温条件下遇水分解,乙氧基变为硅醇基,硅醇基与砂粒表面的氢氧基( —oh) 之间和硅醇基相互之间发生脱水缩合反应,硅醇基与钙化合物之间也会发生某些反应,其结果是砂粒和钙化合物颗粒之间形成网状结构的有机硅大分子,使松散的砂粒胶结在一起。

(2) 应用效果　1996～1997 年,使用三氧固砂剂总计施工98 井次,有效81 井次,有效率82.7 %。

2.4 　高温泡沫树脂防砂技术

(1) 防砂机理　当高温可发泡树脂液挤入地层后,一部分树脂液在砂粒之间吸附而形成胶结点,树脂固结后将地层砂固结;进入地层亏空处的另一部分树脂在发泡剂作用下发泡并形成固体泡沫挡砂层,起人工井壁的作用。这一技术是高温树脂固砂与固体泡沫人工井壁防砂的结合。

(2) 应用效果　1997 年,使用高温泡沫树脂总计施工4 井次,有效2 井次,有效率50 %。

2.5 　改性呋喃树脂防砂技术

(1) 防砂机理　改性呋喃树脂防砂剂由改性呋喃树脂、固化剂、催化剂及抗高温老化剂、吸附剂及后处理剂组成,在紊流状态下易分散于水中,职称论文 不结团、不沉降。防砂剂在清水或污水携带下进入油井目的层段,分散并吸附在砂粒表面,在地层条件下固化,在套管外地层中形成不熔化不溶解的阻砂井壁,水则作为增孔剂使其具有一定的渗透率[1 ] 。这种防砂剂形成的人工井壁,抗压强度为5～15 mpa ,可阻挡粒径> 0106 mm的砂粒通过。

(2) 应用效果　1997～2005 年,使用改性呋喃树脂防砂剂总计施工99 井次,有效94 井次,有效率94.9 %。

2.6 　氟硼酸综合防砂技术

(1) 防砂机理　氟硼酸可水解产生hf[2 ] ,即bf4- + h2o =bf3oh- + hfbf3oh- 阴离子可进一步依次水解成bf2 (oh) 2- 、bf(oh) 3- 、h3bo3 ,同时产生hf。各级水解生成的hf 与砂岩中的黏土和地层骨架矿物颗粒的反应为hf + al2sio16 (oh) 2 h2sif6 + alf3 + h2o与此同时,羟基氟硼酸和硼酸亦与地层矿物颗粒如高岭石反应,生成硼硅酸盐和硼酸盐。硼硅酸盐可将小片黏土溶合在一起,阻止其分解和运移,使氢氟酸进一步与地层骨架矿物反应。在这些反应中,黏土中的铝生成取决于f - 的某种氟铝酸盐络离子而溶解在溶液中。在矿物表面富集了硅和硼,在硅酸盐和硅细粒上则形成非晶质硅和硼硅玻璃的覆盖层,溶合成骨架,使颗粒运移受阻。

(2) 应用效果　1998～2002 年,使用氟硼酸综合防砂技术总计施工130 井次,有效106 井次,有效率81.5 %。

2.7 yl971 有机硅固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　该固砂剂能改变黏土表面的电荷性质,其中的主体成份聚合物还能与地层中的硅氧结构矿物(包括黏土中的硅氧结构矿物和砂砾中的sio2) 反应,形成牢固的化学键;同时在油层条件下固砂剂分子之间相互交联,形成牢固的网状结构,既稳定了胶结物,又固结了疏松砂粒。

(2) 应用效果　1998～2002 年,使用yl971 有机硅固砂剂总计施工89 井次,有效76 井次,有效率85.4 %。

2.8 lh-1 高强度固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　在高温下该固砂剂中的有机硅化物经水解、表面脱水,以硅氧键与地层砂结合,并在各种添加剂的共同作用下将地层砂紧密连接在一起,留学生论文形成具有一定渗透率和高强度的立体蜂窝网状结构滤砂层,阻止地层砂流入井筒。

(2) 应用效果　2005 年,使用lh21 高强度固砂剂总计施工11 井次,有效11 井次,有效率100 %。

3 　现场施工中出现的问题

以上各种化学防砂技术在锦州油田开发的不同时期发挥了极其重要的作用,有力地保障了油田生产的正常运行。随着各个区块开发力度的加大及上产措施的实施,化学防砂主要面临以下几种状况。

3.1 　出砂套变井逐年增加

据统计,随着锦州油田各采油区块递减幅度的加大,出砂油井数每年递增, 2000 年共有873 口,2005 年已增加到1056 口。其中出砂的套变油井数也逐年上升,2000 年为163 口,2005 年底已上升到316 口。出砂的套变油井如不及时采取防砂措施,套管变形将更加严重,甚至发生套管损坏、油井报废。虽然套管严重损坏的油井可以采取注灰、补层、侧钻等补救措施,但会大大增加采油成本。对于套变油井,最好在出砂初期便采用化学防砂法防治出砂。

3.2 　长井段油井化学防砂的难度加大

进入油田开发中后期,锦州油田在布井上采取了井网加密策略,在油层开发上采取了几套层系合采措施,油井开发层系增多,油层厚度加大,井段加长,也加大了化学防砂的难度。有些油井由于井段长,层间差别大,笼统的化学防砂方式已不再适用,只能根据不同油层的地质状况、出砂量及出砂粒径,设计不同浓度、不同组成、不同药剂用量的合理的分层防砂方案,并利用井下工具来完成分层化学防砂措施。该技术正在逐步完善之中。

3.3 　油井出砂粒径逐年变细

以锦45 块为例,根据463 个采集砂样的筛选分析结果,2000 年砂样平均粒度中值为01243 mm ,2005 年为01156 mm ,呈现逐年变细的趋势,出细粉砂油井逐渐增多。另外,在少数油井采集的砂样中,有大粒砂和近似泥浆的细粉砂,说明油层骨架已遭到破坏,如不及时采取防砂措施,将发生地层亏空严重、套管变形、破裂损坏的危险现象。

4 　开发中后期化学防砂技术发展方向

4.1 　开发新型常温固化、耐高温的化学防砂技术有一些出砂比较严重的套变的检泵油井,由于油层温度低,不能采用现有的化学防砂技术防砂。曾尝试使用常温环氧树脂防砂技术,由于固化强度低而被淘汰。目前锦州油田使用的改性呋喃树脂防砂技术和lh21 高强度固砂剂防砂技术,所用药剂都是高温固化类型的,不适用于常温检泵油井,有待开发常温固化、耐高温的化学防砂技术。

4.2 　逐步完善配套分层防砂工艺

针对多层合采,井段加长的出砂油井,笼统防砂方法已不再适用,分层防砂是有效措施之一。目前的分层防砂技术应逐步完善各层系的设计方案、药剂的选用和施工方式方法,以适应这类油井防砂的需要。 参考文献:

[1 ] 兰艾芳,赵海龙,傅奎仕,等. 改性呋喃树脂固砂剂用于热采稠油井防砂[j ] . 油田化学,1998 :15 (3) :228 —232.

地质职称论文范文第8篇

关键词: 城市环境; 地球化学调查; 生态评价; 污染指示物

自上世纪60 年代系列公害事件发生后, 环境问题已成为倍受各国关注的国际性的重大问题。作为人口高度密集的城市区域, 其环境状况早已引起世界上许多国家的高度重视, 在过去的几十年里, 一些地球化学研究相继集中在城市区域。目前, 城市环境地球化学调查已在世界各地展开, 如亚洲的香港[1]; 欧洲的伦敦[2]、柏林市[3], 非洲的哈博罗内市[4]。调查的目的在于查明市区的污染水平及郊区的“背景值”, 区分鉴定不同的污染源, 评价城市环境的生态效应, 研究城市环境与人类健康的关系。

1 城市环境地球化学调查的技术路线

1.1 采样点布置方案

目前, 国外的城市环境调查一般在两个区域进行, 即郊区和城区。在郊区的调查一是为了确定城区的背景值,论文 二是获得城- 郊地理变化区域内元素分布的地球化学变化梯度。如lind等在瑞典的斯德哥尔摩市调查土壤重金属的含量时, 以城市最繁华地带为中心, 分带布置样点, 带距为0～3km, 3～9km 和>9km[5];birke 等在德国柏林市的调查中就包括大范围的郊区区域[3]。通过对比城- 郊区的地球化学特征来揭示人类活动对城区地球化学环境状况的影响程度。

为了调查城市不同区域内的环境地球化学状况,研究不同的用地类型对元素分布的影响, 分别在城市的不同功能区域分类取样, 即: 郊区土壤、工业区土壤、居民区土壤、商业区土壤和农业土壤[3- 5]。主要采集表层土壤(0～5cm)。在不同类型区域内选择代表性点位取垂向土壤剖面样品。城区的土壤难以实现均匀的网格化取样, 一般按公园和绿地的分布随机布置取样点。

1.2 采样介质

环境地球化学的采样介质包括土壤、大气、水、水系沉积物、生物样等。但目前城市环境地球化学调查主要集中在土壤、大气颗粒物(或气溶胶)、大气降尘等三种。其中较常用的是采集和分析城市浅层土壤样和降尘样。

在街道两边或高层建筑物顶部收集降尘并结合地面土壤是城市环境地球化学调查的主要方法。如rasmussen等在渥太华市内取居室内灰尘、附近的街道降尘和公园土壤进行比较来研究该市的环境质量[6]。降尘和土壤对比调查, 即可查明元素在不同介质中的污染水平, 还有助于分析污染物的来源。

2 城市环境地球化学的解释与评价

2.1 城市环境的地球化学解释

城市环境调查结果的地球化学解释是指对城市环境中重金属元素的分布特征、成因及其来源进行解释,毕业论文 研究元素地球化学分布模式、迁移转化规律和机理, 建立城市环境地球化学调查成果解释体系。

2.1.1元素来源判别

对城市环境中污染物的来源及成因进行分析判断是城市环境地球化学调查的重要内容。多元统计方法在研究城市环境的物源判断中具有广泛的应用, 并以聚类分析和因子分析为主[7- 9]。不同来源的元素在因子分析中常常进入不同的主因子或表现为聚类分析中的不同元素组合, 根据元素的组合特征来区分元素的来源。如manta 等在意大利的城市土壤中发现了cu、pb、zn人为源的因子组合, 而v, ni, mn, co等元素作为自然源进入另一因子, 并在聚类分析中组合在一起[8]。

城市环境物源判断的另一重要方法是富集因子(ef)法, 它是一种能反映不同地质环境的化学元素比率方法, 用代表陆地来源的元素(如al、ti、zr 和稀土元素等)和代表海洋源的元素(na)作为参考元素对样品中的元素含量进行标准化, 以平抑自然差异对元素含量的影响, 在此情况下出现的较高的富集因子值即意味着人为源的存在, 这种方法在环境地球化学判断

元素来源及富集程度中具有非常广泛的应用[10- 11], 特别是在大气颗粒物或气溶胶介质中的应用效果尤为显著。其计算公式为[11]:

ef 海(x)=( x/na) 气/( x/na) 海(1)

ef 壳(x)=( x/na) 气/( x/na) 壳(2)

其中, 公式(1)为判断海洋源的计算公式, 以na为参考元素; 公式(2)为陆地源的计算公式, 以al 为参考元素。(x/na)气、(x/na)海、(x/na)壳分别代表元素x在大气颗粒物、海水及地壳中的含量。

通常将ef>10 作为大气颗粒物的人为源标志。但在粒径为2.5μm 的大气颗粒物中, ef>5 即为人为源的标志[12]。

2.1.2元素分布类型及成因

在世界范围内的城市土壤中重金属元素含量普遍偏高, 但在不同的城市中变化很大, 这依赖于城市的历史年代、经济发达程度、硕士论文 不同的用地类型、汽油的添加济成分、车辆元件的组成等, 在城市环境元素分布及成因的解释中应综合分析以上各种因素。城市交通是产生重金属元素的重要途径之一, 如cu 通常是汽车剂的组分, 而pb 曾一度是汽油的防爆剂,可以作为闸垫材料。因此, 交通是城市中cu、pb、zn、sb 等元素的主要来源。romic 等发现, 燃烧和道路交通, 尤其是轮胎的磨损和消耗是城市区域内cd 的主要污染源[7];moller 等在大马士革调查时认为交通是表层土壤中cu、pb、zn 等重金属元素富集的主要原因[9]。与历史久远的工业化城市相比, 相对年轻的城市具有较低的重金属含量, 如非洲的哈博罗内市[4]比悠久的重工业城市伦敦[2]、柏林[3]的表层土壤的重金属含量偏低[9], li 等发现, 城市公园土壤中cu, pb和zn 的含量与公园的年龄之间具有明显的相关性[1],即城市历史越长, 重金属含量越高。元素在表层土壤中的分布明显依赖于城市用地及工业类型, 如birke 等[3]在柏林市调查中发现, al,k, si, na, sc 和ti 主要是自然源, 即与母质的组成有关; 工业区域倾向于被cu, cd, zn, pb, hg 污染; 农业区由于大量使用化肥和污泥, 富集cd, f, cr, hg, ni,zn 和p 元素。尽管非洲的哈博罗内市比较年轻, 但它的不同区域仍然受cr, co, ni, cu, zn 和pb 等元素不同程度的污染。如城市中心和工业区的co, cu, pb,zn 等元素污染, 农业土壤中的cr,ni 污染, 居民区及工业区的zn 污染[4]。

2.2 城市环境地球化学评价

2.2.1污染程度评价

将郊区土壤背景值与城市各功能区含量进行比较是了解城市环境污染水平最常用、最直接的方法。如瑞典斯德哥你摩市hg 在市中心土壤中的含量是郊区背景值的20 倍, pb 和zn 在市区中的含量也远远高于背景值[5]; 在柏林老工业区, cu 的最大值是背景值的2050 倍, cd 是1638 倍, hg 是1780 倍[3]。通过同一城市不同功能区内元素含量的对比以及不同城市之间的对比, 也常用来评价城市环境的污染水平。

农业土壤与城区内土壤不同, 除了农用化学品外,大气沉降、污水灌溉、垃圾填埋场等都会对农田中的重金属积累产生重要影响。对这部分的污染评价, 比较有效的评价方法是地质积累指标法(igeo)和富集因子法(ef)。对大气污染物的评价, 富集因子法尤为有效。

2.2.2生态效应评价

( 1) 气溶胶的生态效应评价。大气固体悬浮物的粒径大小具有来源特征, 粗粒源于陆地尘埃, 而细粒源于燃料的燃烧[13]。颗粒越细, 危害越大, 极细的颗粒物可通过呼吸进入人体, 粒径小于10μm (pm10), 尤其是小于<2.5μm(pm2.5)的粒子, 会导致哮喘, 甚至死亡[14]。因此, 生物圈气溶胶中的重金属含量具有高度的生态风险性。

( 2) 元素生物有效性评价。研究元素生态效应的常规方法是连续偏提取法, 在城市环境调查中, 也有相关的研究实例, 如zhai等调查发现, 医学论文 由交通引起的人为源的pb主要以有机质吸附和铁- 锰氧化物态存在[4]; 香港和伦敦的路尘中, pb, zn主要以铁锰氧化物相存在, cu主要以有机质吸附态存在[15]。影响降尘中元素有效性的重要因素是降雨的ph值。一般情况下,在较低ph条件下元素易于溶解, alloway等报道其可溶性cd平均为总量( 降尘量) 的60%[16]; 这可能是由于人类活动输入的硫和氮的氧化物使雨水酸化。因此,在易出现酸雨的城市区域具有较大的生态风险性。

3 城市环境地球化学调查应解决的重点问题

3.1 开展城市环境的立体空间调查

目前城市环境地球化学调查主要集中在土壤和大气, 缺乏系统的地下水及地表水资料。在城市环境的地球化学元素循环过程中, 起源于自然地质作用和人类活动的元素在土壤- 大气- 水- 生物系统内迁移转化, 借风力作用进入大气中的元素通过干湿沉降进入土壤和水体。世界各国所进行的城市环境地球化学调查, 获得了大量土壤和大气颗粒物等方面的资料, 但结合水体和生物样的调查不多。如果采样介质涵盖环境生态系统中的各个环境因子, 将有助于综合分析重金属元素在城市环境系统中的迁移转化规律, 建立元素在城市环境系统中的循环演化模型。

3.2 确定城市环境调查的污染指示物

城市区域内浅层土壤样及农业土壤深、浅层样是目前国际上广泛使用的城市环境调查指示物, 但是,以何种粒度的样品作为指示物尚没有统一。birke等在柏林市的土壤调查中分析了<2mm粒度样品[3], 职称论文 而有的作者用沉积物中<2μm的粘土组分进行污染评价, 而用<63μm的泥粒作相态分析[17]。细粒组分含有更多的粘土矿物和有机质, 对重金属元素的吸附力强, 使重金属元素倾向于在细粒组分中富集[1], 所以表层土壤的细粒组分, 如<63μm适于作为污染评价的指示物。

其次是大气颗粒物或是气溶胶。由工业排污、燃料燃烧、机动车交通等引起的污染物, 多以气态、颗粒物或气溶胶等形式存在[5]。一般情况下, 污染物含量依赖于粒径大小, 颗粒越细, 越具有毒性效应[16], 因此fairley等认为, pm2.5适于作为颗粒物质引起的风险评估[17]。

另外, 重金属通过自然作用和人类活动进入大气圈, 它们主要以分子或颗粒物形式通过大气圈进行大规模的迁移[18]。在英国城市区域内cd 的大气沉降速率为3.9～29.6g/hm2·a, 郊区为2.6～19g/hm2·a[7]。所以,城市区域内的表层土壤和路边尘土是大气沉降污染的有效指示物。

3.3 城市环境质量标准的建立

城市环境质量标准是城市环境污染评价、城市环境监测、保证大众身心健康的重要依据, 环境质量标准的建立, 依赖于大量的调查资料、科学的工作方法和实验结果。上已述及, 城市环境地球化学调查的指示物包括表土、降尘、大气颗粒物等, 不同的指示物应有各自的限度值。2000年, 世界卫生组织制定了大气质量标准, 如pb, cd的大气质量标准分别为500, 5ng/m3(who, 2000)。作为城市环境污染重要指示物的尘埃及表土等介质中的污染限度值还没有统一的标准。

[参考文献]

[1] xiangdong li, chi - sun poon, pui sum liu. heavy metal contamination of urban soils and street dusts in hong kong [j]. applied geochemistry, 2001,16 : 1361- 1368.

[2] thorntoni. soils in the urban environment[m]. blackwell, bullock p., gregory p.j. (eds.), 1991.

[3] birke m, rauch u. urban geochemistry: investigations in the berlin metropolitan area[j]. environmental geochemistry and health, 2000,22: 233- 248.

[4] zhai m, kampunzu h a b, modisi m p, et al. distribution of heavy metals in gaborone urban soils (botswana) and its relationship to soil pollution and bedrock composition [j]. environmental geology,2003,45:171- 180.

[5] lind m, bengtsson h. concentrations and pools of heavy metals in urban soils in stockholm, sweden[j]. water, air and soil pollution, 2001,1: 83- 101.

[6] rasmussen p e, subramanian k s, jessiman b j. a multielement profile of housedust in relation to exterior dust and soils in the city of ottawa, canada[j]. the science of the total environment,2001, 267: 125- 140.

[7] romic m, romic d. heavy metals distribution in agricultural topsoils in urban area[j]. environmental geology,2003,43:795- 805.

[8] manta d s, angelone m, bellanca a, et al. heavy metals in urban soils: a case study from the city of palermo(sicily),italy [ j ] . the science of the total environment , 2002 :229- 243.

[9] moller a, müller h w, abdullah a, et al. urban soil pollution in damascus, syria: concentrations and patterns of heavy metals in the soils of the damascus ghouta[j]. geoderma,

2005,124: 63- 71.

[10] mustafa y, semra t, namik k, et al. atmospheric trace elements in ankara, turkey:1. factors affecting chemical composition of fine particles[j]. atmospheric environment,

2000, 34: 1305- 1318.

[11] chabas a, lefevre r a. chemistry and microscopy of atmospheric particulates at delos[j]. atmospheric environment,2000, 34: 225- 238.

[12] gao y, nelson e d, field m p, et al., characterization of atmospheric trace elements on pm2.5 particulate matter over the new york- new jersey harbor estuary[j]. atmospheric environment, 2002,36:1077- 1086.

[13] günter j k, komarnicki. lead and cadmium in indoor air and the urban environment[j]. environmental pollution, 2005, 136:47- 61.

[14] dockery d w, pope c a. acute respiratory effects of particulate air pollution. annual reviews of public health[j].atmospheric environment ,1994,35:2045- 2051.

[15] wang w h, wong m h, leharne s, et al. fractionation and biotoxicity of heavy metals in urban dusts collected from hong kong and londonp[j]. environmental geochemistry

and health ,1998, 20:185- 198.

[16] alloway b j. atmospheric deposition of heavy metals onto agricultural land in england and wales[j]. biogeochemistry of trace metals, 1999, 1: 414- 415.

[17] banat k m, howari f m, al- hamad a a. heavy metals in urban soils of central jordan: should we worry about their environmental risks[j]. environmental research ,2005, 97 : 258-273.

地质职称论文范文第9篇

关键词: 城市环境; 地球化学调查; 生态评价; 污染指示物

自上世纪60 年代系列公害事件发生后, 环境问题已成为倍受各国关注的国际性的重大问题。作为人口高度密集的城市区域, 其环境状况早已引起世界上许多国家的高度重视, 在过去的几十年里, 一些地球化学研究相继集中在城市区域。目前, 城市环境地球化学调查已在世界各地展开, 如亚洲的香港[1]; 欧洲的伦敦[2]、柏林市[3], 非洲的哈博罗内市[4]。调查的目的在于查明市区的污染水平及郊区的“背景值”, 区分鉴定不同的污染源, 评价城市环境的生态效应, 研究城市环境与人类健康的关系。

1 城市环境地球化学调查的技术路线

1.1 采样点布置方案

目前, 国外的城市环境调查一般在两个区域进行, 即郊区和城区。在郊区的调查一是为了确定城区的背景值,论文 二是获得城- 郊地理变化区域内元素分布的地球化学变化梯度。如lind等在瑞典的斯德哥尔摩市调查土壤重金属的含量时, 以城市最繁华地带为中心, 分带布置样点, 带距为0～3km, 3～9km 和>9km[5];birke 等在德国柏林市的调查中就包括大范围的郊区区域[3]。通过对比城- 郊区的地球化学特征来揭示人类活动对城区地球化学环境状况的影响程度。

为了调查城市不同区域内的环境地球化学状况,研究不同的用地类型对元素分布的影响, 分别在城市的不同功能区域分类取样, 即: 郊区土壤、工业区土壤、居民区土壤、商业区土壤和农业土壤[3- 5]。主要采集表层土壤(0～5cm)。在不同类型区域内选择代表性点位取垂向土壤剖面样品。城区的土壤难以实现均匀的网格化取样, 一般按公园和绿地的分布随机布置取样点。

1.2 采样介质

环境地球化学的采样介质包括土壤、大气、水、水系沉积物、生物样等。但目前城市环境地球化学调查主要集中在土壤、大气颗粒物(或气溶胶)、大气降尘等三种。其中较常用的是采集和分析城市浅层土壤样和降尘样。

在街道两边或高层建筑物顶部收集降尘并结合地面土壤是城市环境地球化学调查的主要方法。如rasmussen等在渥太华市内取居室内灰尘、附近的街道降尘和公园土壤进行比较来研究该市的环境质量[6]。降尘和土壤对比调查, 即可查明元素在不同介质中的污染水平, 还有助于分析污染物的来源。

2 城市环境地球化学的解释与评价

2.1 城市环境的地球化学解释

城市环境调查结果的地球化学解释是指对城市环境中重金属元素的分布特征、成因及其来源进行解释,毕业论文 研究元素地球化学分布模式、迁移转化规律和机理, 建立城市环境地球化学调查成果解释体系。

2.1.1元素来源判别

对城市环境中污染物的来源及成因进行分析判断是城市环境地球化学调查的重要内容。多元统计方法在研究城市环境的物源判断中具有广泛的应用, 并以聚类分析和因子分析为主[7- 9]。不同来源的元素在因子分析中常常进入不同的主因子或表现为聚类分析中的不同元素组合, 根据元素的组合特征来区分元素的来源。如manta 等在意大利的城市土壤中发现了cu、pb、zn人为源的因子组合, 而v, ni, mn, co等元素作为自然源进入另一因子, 并在聚类分析中组合在一起[8]。

城市环境物源判断的另一重要方法是富集因子(ef)法, 它是一种能反映不同地质环境的化学元素比率方法, 用代表陆地来源的元素(如al、ti、zr 和稀土元素等)和代表海洋源的元素(na)作为参考元素对样品中的元素含量进行标准化, 以平抑自然差异对元素含量的影响, 在此情况下出现的较高的富集因子值即意味着人为源的存在, 这种方法在环境地球化学判断

元素来源及富集程度中具有非常广泛的应用[10- 11], 特别是在大气颗粒物或气溶胶介质中的应用效果尤为显著。其计算公式为[11]:

ef 海(x)=( x/na) 气/( x/na) 海(1)

ef 壳(x)=( x/na) 气/( x/na) 壳(2)

其中, 公式(1)为判断海洋源的计算公式, 以na为参考元素; 公式(2)为陆地源的计算公式, 以al 为参考元素。(x/na)气、(x/na)海、(x/na)壳分别代表元素x在大气颗粒物、海水及地壳中的含量。

通常将ef>10 作为大气颗粒物的人为源标志。但在粒径为2.5μm 的大气颗粒物中, ef>5 即为人为源的标志[12]。

2.1.2元素分布类型及成因

在世界范围内的城市土壤中重金属元素含量普遍偏高, 但在不同的城市中变化很大, 这依赖于城市的历史年代、经济发达程度、硕士论文 不同的用地类型、汽油的添加济成分、车辆元件的组成等, 在城市环境元素分布及成因的解释中应综合分析以上各种因素。城市交通是产生重金属元素的重要途径之一, 如cu 通常是汽车剂的组分, 而pb 曾一度是汽油的防爆剂,可以作为闸垫材料。因此, 交通是城市中cu、pb、zn、sb 等元素的主要来源。romic 等发现, 燃烧和道路交通, 尤其是轮胎的磨损和消耗是城市区域内cd 的主要污染源[7];moller 等在大马士革调查时认为交通是表层土壤中cu、pb、zn 等重金属元素富集的主要原因[9]。与历史久远的工业化城市相比, 相对年轻的城市具有较低的重金属含量, 如非洲的哈博罗内市[4]比悠久的重工业城市伦敦[2]、柏林[3]的表层土壤的重金属含量偏低[9], li 等发现, 城市公园土壤中cu, pb和zn 的含量与公园的年龄之间具有明显的相关性[1],即城市历史越长, 重金属含量越高。元素在表层土壤中的分布明显依赖于城市用地及工业类型, 如birke 等[3]在柏林市调查中发现, al,k, si, na, sc 和ti 主要是自然源, 即与母质的组成有关; 工业区域倾向于被cu, cd, zn, pb, hg 污染; 农业区由于大量使用化肥和污泥, 富集cd, f, cr, hg, ni,zn 和p 元素。尽管非洲的哈博罗内市比较年轻, 但它的不同区域仍然受cr, co, ni, cu, zn 和pb 等元素不同程度的污染。如城市中心和工业区的co, cu, pb,zn 等元素污染, 农业土壤中的cr,ni 污染, 居民区及工业区的zn 污染[4]。

2.2 城市环境地球化学评价

2.2.1污染程度评价

将郊区土壤背景值与城市各功能区含量进行比较是了解城市环境污染水平最常用、最直接的方法。如瑞典斯德哥你摩市hg 在市中心土壤中的含量是郊区背景值的20 倍, pb 和zn 在市区中的含量也远远高于背景值[5]; 在柏林老工业区, cu 的最大值是背景值的2050 倍, cd 是1638 倍, hg 是1780 倍[3]。通过同一城市不同功能区内元素含量的对比以及不同城市之间的对比, 也常用来评价城市环境的污染水平。

农业土壤与城区内土壤不同, 除了农用化学品外,大气沉降、污水灌溉、垃圾填埋场等都会对农田中的重金属积累产生重要影响。对这部分的污染评价, 比较有效的评价方法是地质积累指标法(igeo)和富集因子法(ef)。对大气污染物的评价, 富集因子法尤为有效。

2.2.2生态效应评价

( 1) 气溶胶的生态效应评价。大气固体悬浮物的粒径大小具有来源特征, 粗粒源于陆地尘埃, 而细粒源于燃料的燃烧[13]。颗粒越细, 危害越大, 极细的颗粒物可通过呼吸进入人体, 粒径小于10μm (pm10), 尤其是小于<2.5μm(pm2.5)的粒子, 会导致哮喘, 甚至死亡[14]。因此, 生物圈气溶胶中的重金属含量具有高度的生态风险性。

( 2) 元素生物有效性评价。研究元素生态效应的常规方法是连续偏提取法, 在城市环境调查中, 也有相关的研究实例, 如zhai等调查发现, 医学论文 由交通引起的人为源的pb主要以有机质吸附和铁- 锰氧化物态存在[4]; 香港和伦敦的路尘中, pb, zn主要以铁锰氧化物相存在, cu主要以有机质吸附态存在[15]。影响降尘中元素有效性的重要因素是降雨的ph值。一般情况下,在较低ph条件下元素易于溶解, alloway等报道其可溶性cd平均为总量( 降尘量) 的60%[16]; 这可能是由于人类活动输入的硫和氮的氧化物使雨水酸化。因此,在易出现酸雨的城市区域具有较大的生态风险性。

3 城市环境地球化学调查应解决的重点问题

3.1 开展城市环境的立体空间调查

目前城市环境地球化学调查主要集中在土壤和大气, 缺乏系统的地下水及地表水资料。在城市环境的地球化学元素循环过程中, 起源于自然地质作用和人类活动的元素在土壤- 大气- 水- 生物系统内迁移转化, 借风力作用进入大气中的元素通过干湿沉降进入土壤和水体。世界各国所进行的城市环境地球化学调查, 获得了大量土壤和大气颗粒物等方面的资料, 但结合水体和生物样的调查不多。如果采样介质涵盖环境生态系统中的各个环境因子, 将有助于综合分析重金属元素在城市环境系统中的迁移转化规律, 建立元素在城市环境系统中的循环演化模型。

3.2 确定城市环境调查的污染指示物

城市区域内浅层土壤样及农业土壤深、浅层样是目前国际上广泛使用的城市环境调查指示物, 但是,以何种粒度的样品作为指示物尚没有统一。birke等在柏林市的土壤调查中分析了<2mm粒度样品[3], 职称论文 而有的作者用沉积物中<2μm的粘土组分进行污染评价, 而用<63μm的泥粒作相态分析[17]。细粒组分含有更多的粘土矿物和有机质, 对重金属元素的吸附力强, 使重金属元素倾向于在细粒组分中富集[1], 所以表层土壤的细粒组分, 如<63μm适于作为污染评价的指示物。

其次是大气颗粒物或是气溶胶。由工业排污、燃料燃烧、机动车交通等引起的污染物, 多以气态、颗粒物或气溶胶等形式存在[5]。一般情况下, 污染物含量依赖于粒径大小, 颗粒越细, 越具有毒性效应[16], 因此fairley等认为, pm2.5适于作为颗粒物质引起的风险评估[17]。

另外, 重金属通过自然作用和人类活动进入大气圈, 它们主要以分子或颗粒物形式通过大气圈进行大规模的迁移[18]。在英国城市区域内cd 的大气沉降速率为3.9～29.6g/hm2·a, 郊区为2.6～19g/hm2·a[7]。所以,城市区域内的表层土壤和路边尘土是大气沉降污染的有效指示物。

3.3 城市环境质量标准的建立

城市环境质量标准是城市环境污染评价、城市环境监测、保证大众身心健康的重要依据, 环境质量标准的建立, 依赖于大量的调查资料、科学的工作方法和实验结果。上已述及, 城市环境地球化学调查的指示物包括表土、降尘、大气颗粒物等, 不同的指示物应有各自的限度值。2000年, 世界卫生组织制定了大气质量标准, 如pb, cd的大气质量标准分别为500, 5ng/m3(who, 2000)。作为城市环境污染重要指示物的尘埃及表土等介质中的污染限度值还没有统一的标准。

[参考文献]

[1] xiangdong li, chi - sun poon, pui sum liu. heavy metal contamination of urban soils and street dusts in hong kong [j]. applied geochemistry, 2001,16 : 1361- 1368.

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[3] birke m, rauch u. urban geochemistry: investigations in the berlin metropolitan area[j]. environmental geochemistry and health, 2000,22: 233- 248.

[4] zhai m, kampunzu h a b, modisi m p, et al. distribution of heavy metals in gaborone urban soils (botswana) and its relationship to soil pollution and bedrock composition [j]. environmental geology,2003,45:171- 180.

[5] lind m, bengtsson h. concentrations and pools of heavy metals in urban soils in stockholm, sweden[j]. water, air and soil pollution, 2001,1: 83- 101.

[6] rasmussen p e, subramanian k s, jessiman b j. a multielement profile of housedust in relation to exterior dust and soils in the city of ottawa, canada[j]. the science of the total environment,2001, 267: 125- 140.

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[12] gao y, nelson e d, field m p, et al., characterization of atmospheric trace elements on pm2.5 particulate matter over the new york- new jersey harbor estuary[j]. atmospheric environment, 2002,36:1077- 1086.

[13] günter j k, komarnicki. lead and cadmium in indoor air and the urban environment[j]. environmental pollution, 2005, 136:47- 61.

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[15] wang w h, wong m h, leharne s, et al. fractionation and biotoxicity of heavy metals in urban dusts collected from hong kong and londonp[j]. environmental geochemistry

and health ,1998, 20:185- 198.

[16] alloway b j. atmospheric deposition of heavy metals onto agricultural land in england and wales[j]. biogeochemistry of trace metals, 1999, 1: 414- 415.

[17] banat k m, howari f m, al- hamad a a. heavy metals in urban soils of central jordan: should we worry about their environmental risks[j]. environmental research ,2005, 97 : 258-273.

地质职称论文范文第10篇

关键词: 防砂技术;化学防砂;固砂剂;热采稠油井;技术发展;辽河锦州油田;综述

锦州油田现生产区块主要有锦45 块、锦7 块、欢17 块、锦25 块、锦16 块等,在长期的开采过程中,油井出砂一直是制约油田正常生产的一个主要因素。据统计2000 年出砂井数873 口, 2005 年上升到1056 口。论文 这些区块呈现的特征是出砂的套变油井逐年增多,出砂粒径逐年变细,出砂量逐年增多。其中锦45 块和锦7 块由于成岩作用差,胶结疏松,油井出砂极为严重。机械防砂、压裂防砂、螺杆泵排砂等防排砂技术受井下工具的限制,均不适用于出细粉砂油井和套变油井防砂,而化学防砂具有其他防砂措施不可替代的优越性,具有固化强度高、有效期长、对地层伤害性小、施工简便的特点,所建立的人工井壁能有效地阻挡地层出砂,具有普遍性,能很好地解决各种油井防砂问题,是解决套变油井和出细粉砂油井防砂难题的有效方法。

1 　化学防砂技术的发展历程

锦州油田已开发15 年,油井出砂一直是影响油田开发水平提高的主要因素之一,毕业论文 化学防砂技术的应用和发展在油田开发中起了至关重要的作用。1992～2005 年期间化学防砂技术的发展可分为四个阶段。

(1) 1992～1995 年,在稀油和稠油区块分别使用以长效黏土稳定剂为主的fsh2901 稀油固砂剂和以无机物为主的bg-1 高温固砂剂。

(2) 1996～1997 年,稠油井化学防砂技术有了新突破,先后开发并研制了含有有机成分的三氧固砂剂、高温泡沫树脂和改性呋喃树脂溶液防砂剂。

(3) 1998～2002 年,以具有溶解和溶合作用的氟硼酸综合防砂技术代替长效黏土稳定剂成为稀油井化学防砂技术的主流,以含有水泥添加剂的有机硅固砂剂代替了三氧固砂剂。

(4) 2003～2005 年,改性呋喃树脂防砂技术由于有效率较高和有效期较长,医学论文 成为化学防砂技术的主流,其余早期的化学防砂技术不再使用,同时lh-1 高强度固砂剂防砂技术通过了现场试验。

2 　化学防砂技术的应用效果

2.1 fsh-901 稀油井固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　fsh-901 固砂剂主要成份为线性的高分子阳离子型聚合物n2胺甲基聚丙烯酰胺,这种聚合物中阳离子与黏土晶格中的阳离子发生交换作用,中和黏土表面的静电荷,消除黏土片层间的排斥力,使黏土呈吸缩状态,阻止黏土膨胀引起砂粒运移。由于与黏土发生交换的阳离子是连接成链状的,可在黏土颗粒表面形成强大的吸附膜,包裹黏土颗粒,使黏土颗粒与泥砂颗粒牢固地黏结在一起,又可防止其他阳离子的侵入和交换,达到固砂和防止油层出砂的目的。

(2) 应用效果　1992～1997 年,使用fsh-901稀油井固砂剂总计施工136 井次,有效107 井次,有效率78.7 %。

2.2 bg-1 高温固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　该高温固砂剂是以含钙的无机化合物为主体,加入有机硅化物及分散剂,经密闭表面喷涂工艺处理制得的白色粉末状固体颗粒。在快速搅拌下将该剂分散在水介质中,配制成微碱性的悬浮液,在注汽条件下挤入井内,其中的硅化物在井筒近井地带高温表面发生脱水反应,将地层砂牢固地结合在一起,从而达到固砂的目的。

(2) 应用效果　1992～1995 年,使用bg-1 高温固砂剂总计施工79 井次, 有效63 井次, 有效率79.7 %。

2.3 　三氧固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　三氧固砂剂由粉状氢氧化钙、碳酸钙、甲基三乙氧基硅烷,二甲基二乙氧基硅烷、分散剂、助乳化剂及其他助剂组成。承载于氢氧化钙和碳酸钙上的乙氧基硅烷在高温条件下遇水分解,乙氧基变为硅醇基,硅醇基与砂粒表面的氢氧基( —oh) 之间和硅醇基相互之间发生脱水缩合反应,硅醇基与钙化合物之间也会发生某些反应,其结果是砂粒和钙化合物颗粒之间形成网状结构的有机硅大分子,使松散的砂粒胶结在一起。

(2) 应用效果　1996～1997 年,使用三氧固砂剂总计施工98 井次,有效81 井次,有效率82.7 %。

2.4 　高温泡沫树脂防砂技术

(1) 防砂机理　当高温可发泡树脂液挤入地层后,一部分树脂液在砂粒之间吸附而形成胶结点,树脂固结后将地层砂固结;进入地层亏空处的另一部分树脂在发泡剂作用下发泡并形成固体泡沫挡砂层,起人工井壁的作用。这一技术是高温树脂固砂与固体泡沫人工井壁防砂的结合。

(2) 应用效果　1997 年,使用高温泡沫树脂总计施工4 井次,有效2 井次,有效率50 %。

2.5 　改性呋喃树脂防砂技术

(1) 防砂机理　改性呋喃树脂防砂剂由改性呋喃树脂、固化剂、催化剂及抗高温老化剂、吸附剂及后处理剂组成,在紊流状态下易分散于水中,职称论文 不结团、不沉降。防砂剂在清水或污水携带下进入油井目的层段,分散并吸附在砂粒表面,在地层条件下固化,在套管外地层中形成不熔化不溶解的阻砂井壁,水则作为增孔剂使其具有一定的渗透率[1 ] 。这种防砂剂形成的人工井壁,抗压强度为5～15 mpa ,可阻挡粒径> 0106 mm的砂粒通过。

(2) 应用效果　1997～2005 年,使用改性呋喃树脂防砂剂总计施工99 井次,有效94 井次,有效率94.9 %。

2.6 　氟硼酸综合防砂技术

(1) 防砂机理　氟硼酸可水解产生hf[2 ] ,即bf4- + h2o =bf3oh- + hfbf3oh- 阴离子可进一步依次水解成bf2 (oh) 2- 、bf(oh) 3- 、h3bo3 ,同时产生hf。各级水解生成的hf 与砂岩中的黏土和地层骨架矿物颗粒的反应为hf + al2sio16 (oh) 2 h2sif6 + alf3 + h2o与此同时,羟基氟硼酸和硼酸亦与地层矿物颗粒如高岭石反应,生成硼硅酸盐和硼酸盐。硼硅酸盐可将小片黏土溶合在一起,阻止其分解和运移,使氢氟酸进一步与地层骨架矿物反应。在这些反应中,黏土中的铝生成取决于f - 的某种氟铝酸盐络离子而溶解在溶液中。在矿物表面富集了硅和硼,在硅酸盐和硅细粒上则形成非晶质硅和硼硅玻璃的覆盖层,溶合成骨架,使颗粒运移受阻。

(2) 应用效果　1998～2002 年,使用氟硼酸综合防砂技术总计施工130 井次,有效106 井次,有效率81.5 %。

2.7 yl971 有机硅固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　该固砂剂能改变黏土表面的电荷性质,其中的主体成份聚合物还能与地层中的硅氧结构矿物(包括黏土中的硅氧结构矿物和砂砾中的sio2) 反应,形成牢固的化学键;同时在油层条件下固砂剂分子之间相互交联,形成牢固的网状结构,既稳定了胶结物,又固结了疏松砂粒。

(2) 应用效果　1998～2002 年,使用yl971 有机硅固砂剂总计施工89 井次,有效76 井次,有效率85.4 %。

2.8 lh-1 高强度固砂剂防砂技术

(1) 防砂机理　在高温下该固砂剂中的有机硅化物经水解、表面脱水,以硅氧键与地层砂结合,并在各种添加剂的共同作用下将地层砂紧密连接在一起,留学生论文形成具有一定渗透率和高强度的立体蜂窝网状结构滤砂层,阻止地层砂流入井筒。

(2) 应用效果　2005 年,使用lh21 高强度固砂剂总计施工11 井次,有效11 井次,有效率100 %。

3 　现场施工中出现的问题

以上各种化学防砂技术在锦州油田开发的不同时期发挥了极其重要的作用,有力地保障了油田生产的正常运行。随着各个区块开发力度的加大及上产措施的实施,化学防砂主要面临以下几种状况。

3.1 　出砂套变井逐年增加

据统计,随着锦州油田各采油区块递减幅度的加大,出砂油井数每年递增, 2000 年共有873 口,2005 年已增加到1056 口。其中出砂的套变油井数也逐年上升,2000 年为163 口,2005 年底已上升到316 口。出砂的套变油井如不及时采取防砂措施,套管变形将更加严重,甚至发生套管损坏、油井报废。虽然套管严重损坏的油井可以采取注灰、补层、侧钻等补救措施,但会大大增加采油成本。对于套变油井,最好在出砂初期便采用化学防砂法防治出砂。

3.2 　长井段油井化学防砂的难度加大

进入油田开发中后期,锦州油田在布井上采取了井网加密策略,在油层开发上采取了几套层系合采措施,油井开发层系增多,油层厚度加大,井段加长,也加大了化学防砂的难度。有些油井由于井段长,层间差别大,笼统的化学防砂方式已不再适用,只能根据不同油层的地质状况、出砂量及出砂粒径,设计不同浓度、不同组成、不同药剂用量的合理的分层防砂方案,并利用井下工具来完成分层化学防砂措施。该技术正在逐步完善之中。

3.3 　油井出砂粒径逐年变细

以锦45 块为例,根据463 个采集砂样的筛选分析结果,2000 年砂样平均粒度中值为01243 mm ,2005 年为01156 mm ,呈现逐年变细的趋势,出细粉砂油井逐渐增多。另外,在少数油井采集的砂样中,有大粒砂和近似泥浆的细粉砂,说明油层骨架已遭到破坏,如不及时采取防砂措施,将发生地层亏空严重、套管变形、破裂损坏的危险现象。

4 　开发中后期化学防砂技术发展方向

4.1 　开发新型常温固化、耐高温的化学防砂技术有一些出砂比较严重的套变的检泵油井,由于油层温度低,不能采用现有的化学防砂技术防砂。曾尝试使用常温环氧树脂防砂技术,由于固化强度低而被淘汰。目前锦州油田使用的改性呋喃树脂防砂技术和lh21 高强度固砂剂防砂技术,所用药剂都是高温固化类型的,不适用于常温检泵油井,有待开发常温固化、耐高温的化学防砂技术。

4.2 　逐步完善配套分层防砂工艺

针对多层合采,井段加长的出砂油井,笼统防砂方法已不再适用,分层防砂是有效措施之一。目前的分层防砂技术应逐步完善各层系的设计方案、药剂的选用和施工方式方法,以适应这类油井防砂的需要。 参考文献:

[1 ] 兰艾芳,赵海龙,傅奎仕,等. 改性呋喃树脂固砂剂用于热采稠油井防砂[j ] . 油田化学,1998 :15 (3) :228 —232.