一、Spatial and temporal distribution of trace elements in Yangtze Estuary,China: Significance of diluted setting（论文文献综述）
孟雪[1]（2021）在《长江口超微型蓝细菌群落及其噬菌体分离株组成的冬夏季变化》文中指出超微型蓝细菌是水生生态系统中初级生产力的重要贡献者。蓝细菌噬菌体的侵染作用控制着超微型蓝细菌的丰度和群落结构组成和代谢活动。目前关于超微型蓝细菌及其噬菌体生态学的研究,大多关注在海洋生态系统中,人们对河口环境中的超微型蓝细菌及其病毒知之甚少。长江口是我国最大的河口,季节性变化明显,从长江淡水输入口到东海梯度,存在较大的空间异质性。目前关于长江口超微型蓝细菌的分析主要是丰度分布模式方面,关于类群组成及其与噬菌体相互作用特点方面的分析还比较少,而且缺乏时空分布特征的研究。本研究从空间和时间尺度上,以现场调查及室内培养的方法系统的开展了长江口淡水-混合区-东海梯度上冬夏季超微型蓝细菌的丰度、类群组成,蓝细菌噬菌体的类别、基因组成特点及超微型蓝细菌-噬菌体的相互作用特点方面的研究,获得的结果为:1.长江口的超微型蓝细菌群落具有丰富的遗传多样性。从长江口分离培养并鉴定出86株超微型蓝细菌。这些超微型蓝细菌株系隶属于11个进化分支,包括海洋聚球藻5.1亚类群的CladeⅠ、Ⅴ、Ⅵ、Ⅸ,5.2亚类群的分支CB4、CB5、CB8,拟球藻类群的Cz、Subalpine Cluster Ⅱ、Bornholm Sea和一个未发现过的新分支。长江口超微型蓝细菌群落结构组成分析共鉴定出至少23个隶属于海洋聚球藻5.1、5.2亚类群或拟球藻的分支。冬夏季群落结构差异明显,河口混合区到外海站位冬季WPC2类群占绝对主导地位,而夏季以clade Ⅱ、Novel 3、CB5为主;淡水区段冬夏季均存在大量的未知新类群,冬季各分支占比均匀,CB8、Subalpine Cluster Ⅰ、Novel 1和Novel 4分别在不同站位占有优势,夏季Novel I、CB4分别在不同站位占优势地位。温度、盐度、营养盐是影响各超微型蓝细菌分支季节及空间分布的重要因素,且群落多样性与盐度呈现出负相关关系。2.长江口分离得到的裂解性蓝细菌噬菌体包含肌尾和长尾两种类型,肌尾噬菌体在冬夏季均有分离出,且冬季株系的宿主范围比夏季广,长尾噬菌体仅在夏季分离出,侵染具有专一性强。肌尾噬菌体均为T4-like,基于g20的进化分析分为4个分支。分离到的长尾噬菌体形态相似,均具有拉长的头部,基于mcp可划分为3个分支,与S-CBS2具有较近的进化关系。3.长尾噬菌体代表株PhiA6-3-S的基因组学分析显示,其与S-CBS2有着较近的进化关系。PhiA6-3-S基因组中编码一个光合作用集光色素合成相关的基因phycocyanobilin lyase。此外病毒粒子的蛋白质组学分析发现6个非结构蛋白。这些蛋白可能是包裹在病毒粒子中,或是在病毒侵染宿主过程中高量表达,为病毒的快速复制提供便利。
李梦露[2]（2021）在《磷观渤海：由陆向海磷的输送和收支及其生态环境指示意义》文中进行了进一步梳理磷是一类重要的生源要素。海洋初级生产力及其相关联的浮游植物的种群结构与生物量的变动在一定程度上受到磷含量和形态变化的影响,并对水体活性磷的动态变化存在快速的响应。同时,磷也在水体富营养化等主要水环境问题中发挥着关键的作用,是影响水质环境质量状况和变化的重要指标。与其他生源要素不同,磷与颗粒物存在较强的物理-化学相互作用,致使部分含磷的颗粒物易在近海/大陆架发生沉积埋藏,故近海沉积物中磷的形态和含量分布及沉积埋藏等过程可以直接/间接反映水环境和生态系统的多重变化。然而,日益增强的人类活动导致磷由陆向海的输送规律发生了明显变化,影响/改变了磷在近海的生物地球化学过程及生态系统结构和功能。因此,由陆向海磷的输送及磷循环与收支研究成为当前环境科学和海洋科学研究的热点问题,特别是在近海水体氮浓度持续升高的当前尤为重要。本文在陆海相互作用的理论框架下,以环渤海河流、黄河口及其邻近的河口湿地和渤海为研究对象,通过分析水体和沉积物中各赋存形态的磷,并利用沉积记录、数值模式等多种技术手段探讨了不同时间尺度下人类活动影响下河流-河口-海洋磷的时空格局、来源等关键过程,量化了环渤海河流向海输送的磷的入海通量,分析了磷在沉积物中关键地球化学过程及其长期变化,构建了渤海磷的循环与收支模式,并建立了河流输送与海洋磷埋藏的对应关系等。主要结论如下:（1）在环渤海河流-黄河口-渤海体系中,水体中的总磷含量由陆向海逐渐降低;表层沉积物中总磷（TP）含量由陆向海空间差异不明显,碎屑态磷（Detr-P）是主要的赋存形态。渤海表层沉积物中TP含量表现为近岸海域高于渤海中部和渤海海峡;由于受到黄河携带的大量陆源物质入海的影响,沉积物中Detr-P含量、沉积速率和TP沉积通量在黄河口与莱州湾海域明显高于渤海其他海域,由此表明河口等近岸区域是环渤海河流影响磷的海洋沉积过程较为集中的海域。（2）2017、2019和2020年环渤海河流向海输送的总磷通量分别为26.4×108mol/a、45.0×108mol/a和37.5×108mol/a,主要以颗粒态磷的向海输送为主,占比（88.6±8.11）%。在众多环渤海河流中,黄河向海输送磷通量最高,平均占比达（48.2±11.5）%。（3）渤海水体磷的收支结果表明,河流的向海输送是渤海磷的主要来源,占外部输入的89.4%,而渤海水体中的磷汇过程主要是沉积物的埋藏,约占总支出的95.9%。外部磷的输入不足以支撑渤海初级生产对磷的消耗,渤海水体内部磷的高效周转是维持上层水体初级生产的重要营养物质来源。外源磷对渤海水体磷的补充量小于渤海磷的沉积埋藏等输出量,显示渤海水体磷的消耗过程。（4）渤海磷的底界面交换通量具有明显的区域差异性,渤海近岸海域磷的沉积埋藏过程受陆源输入影响明显,渤海沉积物-间隙水体系磷的循环再生及其后续的沉积物-水界面扩散过程是控制水体磷存量最关键的过程。（5）黄河口沉积物中磷的主要赋存形态为碎屑态磷和自生态磷,不同时期表现出不同的埋藏特征/速率,并与黄河河口的位置变迁、人类活动强度等存在显着的对应关系。渤海存在明显的营养盐失衡问题,特别是莱州湾和渤海湾氮磷比值较高,这主要是由于渤海生态系统变化导致磷的埋藏大于输入。渤海部分海域或总体性的潜在磷限制趋势日趋严峻,持续变化的营养盐结构/失衡问题可能会导致渤海生态系统发生不确定性的变化,影响渤海海域资源与环境价值。因此,今后需持续关注营养盐失衡问题。
赵彬洁[3]（2021）在《汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制》文中指出氮循环是自然界中最为重要的元素循环之一。河流作为陆地与海洋系统的联系枢纽,对氮素的生物地球化学循环发挥着重要作用。反硝化、厌氧氨氧化（ANAMMOX）和硝酸盐异化还原成铵（DNRA）统称为硝酸盐异化还原,可使硝态氮与铵态氮相互转化,或将其从水体中去除。温室气体N2O是氮循环中硝化作用和硝酸盐异化还原作用的中间产物,所以N2O的产生及释放与氮素的生物地球化学过程以及人类对氮循环的干扰密切相关。了解这些过程及其与环境因子和关键微生物的关联,对于改善和维持河流系统的生态健康至关重要。但目前在河流生态系统中鲜有将氮循环关键过程结合起来的研究。该研究所选择的研究地点为南水北调中线工程水源地汉江流域的两个支流金水河及淇河,水源地水资源保护是南水北调工程发挥效益的关键。本研究通过分析不同人为干扰程度的河流（金水河及淇河）从源头到河口纵向梯度及季节间的主要环境因子和氮素转化途径的变化特征,结合宏基因组测序分析参与氮循环的微生物潜能,结合高通量测序分析参与反硝化的微生物群落结构,分析N2O排放特征,并设置控制实验,进而探讨河流在不同人为干扰强度下及不同季节主要环境因子、氮循环过程和关键微生物的关联。研究结果显示,人为干扰强度高的采样区域具有更高的水温、DOC和水体NO3-。河流沉积物中硝酸盐同化还原、硝酸盐还原+亚硝酸盐还原及氮矿化的潜能较高,而厌氧氨氧化、硝化和氮固定潜能较低。两条河流中伯克霍尔德菌是大部分氮循环功能的优势物种。而通过对人为干扰强度不同的金水河和淇河的比较发现,在人为干扰强度高的流域,其沉积物中的氮循环微生物、氮循环基因与氮循环潜能的上中下游的差异性较小,而人为干扰强度较低的流域氮循环微生物、氮循环基因与氮循环潜能上中下游的差异较大。沉积物中参与硝酸盐还原的基因丰度及硝酸盐还原潜力随着人为干扰的增加而升高,有机质降解与合成的基因丰度与氮同化潜能随着人为干扰强度的增加而降低。水体温度、水体硝态氮及有机碳含量对沉积物氮循环微生物及潜能的影响最为重要。反硝化作用、厌氧氨氧化和DNRA分别在夏季（8月）、秋季（11月）和春季（3月）较高。反硝化、厌氧氨氧化和DNRA对硝酸盐还原的相对贡献在不同季节有很大差异,反硝化在夏季贡献较大,DNRA在春季和秋季贡献较大。金水河流域（低人为干扰）夏季的N2O溶存度最高,但淇河流域（高人为干扰）没有显着的季节差异。不同功能基因丰度的季节变化不一致。硝化、反硝化、厌氧氨氧化速率、氮循环关键过程的功能基因丰度及水体N2O溶存浓度随着人为干扰的增加而升高。沉积物硝化及硝酸盐异化速率与功能基因丰度相关性不显着。水体温度、硝态氮、铵态氮、C/N、铁离子及硫化物是影响沉积物硝化及硝酸盐异化还原速率及功能基因丰度的重要因子。其中C/N在调控硝酸盐异化还原过程中起到了重要作用。水体N2O释放显着受到沉积物硝化与反硝化作用的影响。沉积物硝化、反硝化、ANAMMOX和DNRA作用在某些季节相互影响。沉积物中不同基因编码的反硝化微生物群落结构具有明显的季节及空间差异性。不同属、种的反硝化菌对人为干扰强度有不同的响应模式。具有nar G和nir S基因的潜在活性反硝化菌主要分布在人为干扰强的区域。反硝速率对人为干扰强度变化的响应不显着。影响沉积物反硝化细菌群落组成和反硝化速率的主要影响因素是水体温度和水体NO3-。高温、高水平的NO3-会抑制沉积物中某些反硝化微生物群落结构多样性,而高的DOC会使某些反硝化微生物群落结构多样性升高。沉积物中nar G和nir S型反硝化微生物群落结构多样性与沉积物反硝化速率呈负相关。这些研究结果揭示了环境因子与氮循环及氮循环微生物强的相关性,人为干扰对环境因子的改变间接地影响了河流生态系统的氮循环。该研究结果使得我们加深了对河流生态系统氮循环及微生物关键过程的认识,并从微生物角度揭示人为干扰对氮元素地球化学循环的影响。研究结果在控制水体氮素污染、加强河流生物净化功效和温室气体排放方面都将有重要意义。
王倩[4]（2021）在《长江口及其邻近海域Cu、Mo的地球化学行为研究》文中研究指明河口是连接陆地与海洋的枢纽,陆源物质通过河流汇聚到河口地区。由于物理化学和生物环境的改变,河流携带的金属元素在河口地区可能发生絮凝、沉降、络合、吸附/解吸附等一系列反应,导致输入海洋的水体无法完全保留其河水特征,从而为海洋同位素质量平衡模型的估算造成一定的不确定性。全球众多河口由于地质和环境背景的差异,对同位素运移过程也会造成不同的影响,因此,获取不同河口的稳定同位素数据有利于更好地理解全球同位素循环过程,也可以为河流输入海洋通量的评估提供更多依据。Cu同位素的分馏受风化作用、生物作用、氧化-还原条件等多方面因素的影响,Mo同位素的分馏主要与氧化-还原环境的变化有关,受其他因素影响较小,研究河口地区Cu、Mo同位素的地球化学行为可以更加全面地了解河水与海水的混合过程。长江是世界第三长河,每年输送大量陆源物质到海洋中,长江口地形复杂,且与人类活动联系紧密,因此,长江口是研究河流与海洋交互作用、人类活动对环境的影响以及同位素循环过程的理想场所。本文以长江口及其邻近海域为研究主体,对Cu、Mo同位素的地球化学行为进行了系统分析。海水的高盐度和低Cu含量（0.3～7.6 nM）使得海水Cu同位素(δ65Cu)的测定成为了本研究的难点。为了对高盐度样品可溶相Cu同位素进行高精度分析,本文使用Cu特效树脂对海水Cu进行了预富集研究。在pH=4～9的条件下,Cu特效树脂可以有效地吸附Cu元素,并淋滤出钠、镁、钾、钙等海水中的主要元素。高浓度盐酸（2～6 M HCl）可以将Cu特效树脂中吸附的Cu元素快速洗脱下来,铜的回收率高达102.3±5.0%（2SD,n=5）,避免了预富集过程中Cu同位素分馏的产生。因单独使用Cu特效树脂进行预富集无法使海水样品的Cu溶液达到可在MC-ICP-MS上分析测试的纯度,故联合使用AGMP-1M阴离子交换树脂对预富集的Cu溶液进行二次分离纯化。本研究所建立的预富集方法与前人相比有更广泛的上样条件（pH=4～9）,全流程简单易操作,本底较低（1.28±0.48 ng Cu,n=4）。海水与实验室内部标样Alfa Cu的掺杂实验证实了该分离方法的准确性与可行性,随后,该方法被应用在长江口邻近海域水样可溶相的Cu同位素的分析中。Cu在长江口的分布规律并不连续,分为淡水区和盐水区两部分（分界线在口门～122°E处）。淡水区可溶相Cu的浓度（25.0～36.0 nM）高于盐水区可溶相Cu的浓度（1.4～12.1 n M）,前者沿海洋方向呈上升趋势,后者沿海洋方向呈下降的趋势。可溶相的δ65Cu与Cu浓度表现为正相关关系,也是在淡水区逐渐升高,口门附近快速降低,进入盐水区后再逐渐下降,δ65Cu的变化范围是+0.14～+1.87‰。生物参数（营养盐和叶绿素）与Cu浓度的正相关性说明生物作用在长江口及其邻近海域Cu的地球化学行为中起了重要作用,可能与浮游植物释放的有机配体优先络合重Cu导致可溶相富集重Cu同位素有关。悬浮颗粒物的Cu浓度（约20～65μg/g）随盐度增加逐渐降低,δ65Cu变化范围是-0.13～+0.31‰,淡水和海水端元颗粒物的δ65Cu基本在+0.20‰附近波动,淡水-海水混合区域颗粒物的δ65Cu表现出较大的负偏。这种可溶相和颗粒物的δ65Cu在混合区域同时下降的趋势与最大浑浊带（TMZ=Turbidity Maximum Zone）颗粒物对Cu吸附/解吸附作用的加强以及轻Cu污染源的输入有关。但颗粒物在最大浑浊带对Cu的吸附作用强于解吸附作用,使得可溶相Cu浓度降低,而颗粒物Cu浓度在总体降低的大趋势下有短暂持平。本研究还对长江口及其邻近海域水体的可溶相和悬浮颗粒物样品Mo的浓度和同位素组成进行了测定。可溶相Mo的浓度在混合区域从河水端元的～13.9n M快速升高至海水端元的～115 n M,相对于简单两端元混合模型,可溶相Mo的浓度有微弱的偏移（盐度<22 psu时正偏,盐度=22～34 psu时负偏）,说明随着盐度增长悬浮颗粒物对Mo的吸附能力由相对较弱变为相对较强（与解吸附强度相比）。可溶相的Mo同位素组成(δ98Mo)在混合区域从河水端元的+1.15‰快速增长至海水端元的+2.3‰,悬浮颗粒物的δ98Mo则只在向海洋方向存在小幅度上升（-0.25～+0.27‰）。可溶相的δ98Mo相对于理想的河水-海水两端元混合模型存在较大的负偏,与可溶相和颗粒物发生了Mo的动态交换有关。本文利用PHREEQC软件模拟了河水向海洋运输的过程,发现河水与海水的混合以及固-液两相之间Mo的动态交换都是影响河口Mo浓度和同位素组成的控制因素。本研究将固-液两相物质的动态交换融入到同位素分馏机制的分析中,为河口同位素的地球化学行为研究提供了新思路。
樊水淼[5]（2021）在《黄河口和长江口白云母形态和元素地球化学特征及物源意义》文中研究指明黄河和长江每年有数亿吨陆源碎屑物质源源不断的输入中国东部边缘海,这一海域成为陆源沉积重要汇。河流入海沉积物是研究陆海相互作用的重要载体和纽带,沉积物中蕴含着许多源岩成因、流域状况、气候条件、沉积环境等信息,对物源有着很好的指示作用,是沉积物源分析重要的研究对象。目前已经有很多利用单矿物研究对沉积物源进行分析并应用于黄河和长江的物源区分的研究。白云母既是重矿物,又是重要的轻矿物,黄河和长江中白云母都有着较高的含量。白云母抗风化能力较强,属于较稳定矿物,记录着矿物形成过程时的环境信息。而且白云母特殊的片状结构,导致其形状系数与球体颗粒差异显着,水力行为也较为特殊。但是缺少关于白云母的形态与其他粒状碎屑矿物的水力沉积差异的讨论,也鲜见基于白云母这一单矿物地球化学特征的黄河长江沉积物的物源区分研究。本文通过野外采样获取了黄河口、长江口和南通沿海表层沉积物样品并将样品逐个进行室内处理。通过利用水筛法、比重法等方法获得碎屑矿物样品,然后利用光学显微镜观察黄河口和长江口样品的轻重矿物特征。再利用比重法、簸选法、磁选法挑选出纯净的白云母,质量和重量都必须满足实验测试要求,利用3D数码显微镜测量白云母的长度、宽度和厚度。最后,检测白云母的地球化学元素的含量,分析它们的特征,找出可以识别黄河和长江物源的指标,实验结果和研究结论可总结为以下几个方面:（1）对黄河口和长江口轻重矿物组分特征分析显示,黄河口重矿物组合以角闪石-褐铁矿-绿帘石为主,黄河口重矿物中的石榴子石、褐铁矿、钛铁矿、菱镁矿、阳起石、绿帘石、电气石、锆石、赤铁矿等矿物的含量较高且明显高于长江口。长江口的重矿物组合以角闪石-绿帘石-褐铁矿为主。长江口中重矿物中的普通角闪石、菱铁矿、黝帘石、透辉石、榍石、岩屑含量明显高于黄河口。黄河口和长江口轻矿物都是以石英和长石为主,而且黄河口石英平均含量低于长江口,方解石和白云石含量高于长江口。（2）对黄河口和长江口白云母的矿物和含量特征分析显示,黄河口和长江口沉积碎屑白云母多为片状,颜色多为无色透明,大多呈次圆状,而且黄河口白云母比长江口磨圆度高。黄河口样品的粒级集中分布在3.5～5.0φ,长江口集中多分布在3.5～6.0φ。两河口的白云母在轻矿物中含量高,重矿物中含量较低。白云母含量在粒级之间差异很大,黄河口样品的白云母在1.5～4.0φ内比较富集,长江口样品白云母富集在1.5～3.5φ。所以高白云母含量与高频率沉积物粒度的粒级之间存在着显着的错峰,在黄河口中相差在1.5φ～2.5φ,长江口相差1.5～3.0φ。（3）对白云母的粒径和厚度进行统计分析,数据显示黄河口和长江口碎屑白云母各粒级的平均粒径之间差异较小,粒径与厚度之间的差异大。不同粒级白云母的平均厚度都小于15μm,而且厚度随着粒径的增大也呈现增大的趋势。石英和长石的形态和径厚关系较为稳定,而白云母由于一组极完全解理,很容易剥分成薄片,所以其径厚关系易产较大的变化,为了进一步讨论两者的沉积分异,我们引入了径厚比这一形状系数。经计算统计,黄河口各粒级的白云母的径厚比集中分布在5～60之间,长江口白云母径厚比略大,集中分布在10～70之间。石英和长石的径厚比则比白云母要小,集中分布在3～20之间。（4）利用径厚比,通过计算比较白云母与石英和长石粒径相同时体积的差异、粒径相同时沉积速度的差异和沉积速度相同时粒径的差异,分析了白云母其他粒状碎屑矿物的水力沉积特征。黄河口白云母的体积约为同粒径长英质体积的16%～55%,长江口白云母体积约为同粒径长英质体积的13%～41%。当白云母与石英和长石粒径相同时,黄河口中白云母的沉积速度约为石英和长石沉积速度的0.03～0.19倍,长江口约为0.03～0.11倍;当白云母与石英和长石沉积等效沉积时,白云母要比石英和长石的粒径大,黄河口云母的粒级与长英质相差大约1.25～2.25φ,长江口相差大约为1.75～2.5φ,实际情况中这一数值可能更大。所以粒径相同时白云母的体积比长英质要小,沉积速度也比长英质低,速度相同时白云母的粒径要比石英和长石大很多,所以大粒径白云母常与细粒泥质沉积共生。（5）对黄河口、长江口和南通沿海的地球化学元素含量进行分析,常量元素中,黄河口、长江口和南通沿海的白云母都有明显的高Al2O3、K2O特征,而且长江口和南通沿海的含量高于黄河口。微量元素中,亲石元素Ba和Rb含量较高。V、Cr、Sr元素在南通沿海沉积白云母中含量明显高于长江口和黄河口,黄河口最低。Zr、W、Be、Hf、Ta、Tl、Th、U元素在黄河口沉积白云母中的含量明显高于长江口和南通沿海,且长江口和南通沿海的差异很小。在稀土元素中,除了元素Eu在黄河口中的含量比长江口和南通沿海低之外,其他元素都是黄河口高于长江口和南通沿海。稀土元素特征值和REE配分模式图都表明,黄河口、长江口和南通沿海的碎屑白云母都呈现轻稀土富集显着,且Eu出现正异常。（6）利用相关系数、聚类分析、主成分的得分矩阵和相对偏差等分析方法,从白云母常量元素、微量元素和稀土元素中提取出黄河口和长江口的物源指标。结果显示:常量元素TFe2O3和MnO以及K2O和Mg O之间有着很好的相关关系,而且TFe2O3/MnO以及K2O/Mg O的标准偏差较小,相对偏差较大,可以作为区分黄河和长江物源识别的常量元素指标。Be、V、Zr、Hf、Ta、Tl、U、W元素可作为黄河和长江物源识别的微量元素指标。稀土元素中碎屑白云母的球类陨石标准化值以及稀土元素ΣREE、ΣLREE、ΣHREE、ΣY、Sm/Nd特征参数值也可作为物源识别的重要指标。利用这些物源识别指标对南通沿海样品进行物源识别,表明南通沿海碎屑白云母的物源识别指标与长江更为接近,碎屑白云母多来自长江。
刘亚男[6]（2020）在《长江口及其邻近海域浮游动物休眠卵群落结构研究》文中认为长江口是中纬度太平洋区域生物多样性最丰富的河口区域,得益于地表径流带来的大量营养盐,季风气候和多样化的盐度梯度,生活在其中的浮游动物具有群落组成复杂,种类繁多,优势种变化频繁等特点。其中关于长江口近海海域的浮游动物研究大部分集中在群落结构与时空分布上,揭示了河口生境变化下群落结构的相关变化规律。这些研究不仅推动了对浮游动物在物质循环与能量运输中的作用的理解,同时反应出在河口和沿海水域的浮游动物面临着高度动态变化的环境的特点。各种生物与非生物在不同时间尺度下引起水体中浮游动物的季节性和空间波动,生物数量时常快速增加,或者快速减少甚至消失,并会在几个月后再次出现。休眠卵是浮游动物和其他水生无脊椎动物度过不良环境,维持种群长期稳定的生存策略之一,休眠卵的产生可能由高温或低温,光周期或者可利用食物的减少等因素诱导。对于长江口浮游动物休眠卵的研究,将有助我们更加全面理解浮游动物群落的结构和功能变化。本文主要拟解决的科学问题是探究长江口浮游动物休眠卵的种类及群落结构特征有何特点,是否存在时间尺度下的季节变化,休眠卵的分布是否与水体环境与沉积物的物理性质存在相关性,盐度梯度下的休眠卵的孵化是否存在差异,除此之外,还分析了特定物种休眠卵的遗传结构,探讨剧烈环境变化是否在长江口海域形成了种群差异结构。围绕着以上科学问题,本文进行了如下方面的研究。首先为获得休眠卵的种类信息,本研究采用基于单卵DNA条形码分类方法,获取休眠卵的种类信息并记录发现的物种,建立关于长江口浮游动物休眠卵图鉴数据。在鉴定物种之后,对水平样和垂直柱样中的沉积物中休眠卵进行种类鉴别和计数,获取研究群落的物种多样性指数。研究结果共鉴别19种休眠卵,群落相似性分析结果显示季节之间不存在差异,休眠卵种类与密度随离岸距离增加而递减,随沉积深度增加而递减,特定物种呈现区域化分布特征,冬季休眠卵密度最高,丰度从夏季-秋季-冬季的转变呈现增加-减少-增加的变化特点,圆唇角水蚤为优势休眠卵,密度最高达到1.68 ind.g-1。其次为探究休眠卵的分布与孵化是否与水体环境与沉积物的物理性质存在相关性,将研究水域划分为河口区与外海区,从垂直与水平两个方面分别进行分析。结果发现休眠卵分布特征受一系列环境参数以及剧烈的水流变化共同作用,不同季节下影响休眠卵的分布的显着环境因子略有差异,其中水体叶绿素α含量、溶氧含量、沉积物叶绿素α含量等环境因子均有显着指示作用,环境参数的总解释度在36.5%-95.2%之间,而盐度变化作为河口生态系统下最明显变化的环境因子并不影响休眠卵的分布特征,可能是区域内的休眠卵均有宽范围的盐度适应区间,能适应不同盐度梯度。孵化实验同时表明,休眠卵的孵化率与环境因子相关性并不显着,孵化率高的样点聚集在淡盐水交汇的122.5°E,水深10-30m,具有明显水层温度差异位置。最后为分析长江口海域休眠卵是否形成了遗传结构差异,利用获得的COI序列对圆唇角水蚤休眠卵进行生物地理学分析,探讨河口的独特生态环境是否在小生境下造成了浮游动物种群内的分化。结果显示虽然圆唇角水蚤没有存在环境因子或地理距离造成的种群间的差异,但是种群内却存在高单倍体多样性和高核酸多样性,单倍体网络图和系谱地理学分析结果显示圆唇角水蚤没有任何明显的地理种群分布结构,预测在长江口拥有数量较大的单倍体差异个体。AMOVA显示在三种种群结合模式下均没有种群分化现象,种群间值差异普遍较小。中性检测显示种群处于一个快速扩张状态,种群间基因流交流频繁。圆唇角水蚤的COI多样性可能由于两个理论原因引起:休眠卵的储藏效应与物种个体差异。本文从休眠卵的分布,孵化及内在遗传结构三个方面为长江口及其领近海域浮游动物休眠卵提供了基础数据,并揭示不同时空尺度下环境因素的影响差异。其中有关柱状沉积物中的休眠卵与遗传结构内容不仅补充了长江口休眠卵的研究的不足,还为海洋生态系统研究提供有价值的信息和新的思路。
郭靖[7]（2020）在《广西北部湾近岸海域氮生物地球化学过程及营养盐沉积记录》文中研究说明河口近岸区域作为连接陆地和海洋的重要过渡地带,承受着沿海城市发展和人类活动的巨大压力,更容易发生各类环境问题,如富营养化及赤潮爆发已经对沿岸生态系统和经济发展带来了严重的威胁。了解营养盐的迁移转化和沉积历史对于缓解和防治近岸富营养化问题具有重要的科学意义。本研究选取广西北部湾近岸海域作为研究对象,针对营养盐的收支平衡、氮的关键生物地球化学过程及营养盐的沉积记录开展了一系列研究,主要研究成果如下:（1）本文研究了广西北部湾近岸海域表层水、上覆水和沉积物孔隙水中的营养盐浓度,发现营养盐的高值区都位于受河流输入和人类活动显着影响的区域,整体上营养盐都有着从河口向外湾逐渐降低的趋势,说明了陆源输入是营养盐的一个主要来源。而夏季的营养盐浓度基本都显着高于冬季,这也与丰水期陆源的输入量大大高于枯水期密切相关。另外,本文运用Fick第一扩散定律估算了沉积物-水界面的营养盐扩散通量,发现所有营养盐的扩散通量均为正值,表明营养盐是从沉积物扩散到上覆水体中的,是水体营养盐的一个内源。低氧和高温可以促进沉积物-水界面的营养盐扩散过程。（2）本研究通过实地调查和LOICZ箱式模型,估算了广西北部湾近岸海域氮、磷、硅的收支情况。在季节尺度内,由于水通量和营养盐浓度的差异,营养盐通量的季节变化很大,丰水期的通量明显大于枯水期。综合所有河口的收支结果表明,广西北部湾近岸海域是所有营养盐的汇。海底地下水排放是最大的营养盐来源,其次为河流输入;外海交换是主要的营养盐输出途径。（3）本文研究了广西北部湾近岸海域固氮作用的时空分布规律,运用乙炔还原法测定了研究区域表层水体的固氮速率。固氮作用在夏季和冬季的平均速率分别为0.33±0.17 nmol N/L/h和0.23±0.11 nmol N/L/h,主要发生在高温、低硝酸盐、低氮磷比（N/P<16）的环境中。单细胞固氮生物对固氮的贡献明显高于丝状固氮生物,占比约为69.76±7.93%,而胞内植生藻是丝状固氮生物的优势种,其分布与Si/N和硅藻群落种类和丰度有关。固氮作用对近岸区域的初级生产力的贡献很小。（4）本文研究了广西北部湾近岸海域反硝化和厌氧氨氧化作用的时空分布规律,运用同位素配对法测定了研究区域内沉积物中的反硝化及厌氧氨氧化速率。反硝化作用在夏季和冬季的平均速率分别为3.19±1.11nmol N/m L/h和2.24±1.43 nmol N/m L/h,其分布与温度、盐度、溶解氧、孔隙水中NO3-浓度、沉积物中有机碳有关;而厌氧氨氧化作用在夏季和冬季的平均速率分别为0.81±0.19 nmol N/m L/h和0.53±0.23 nmol N/m L/h,其分布受孔隙水中NOx-浓度、温度、盐度、溶解氧的控制。总体来看,反硝化和厌氧氨氧化作用的年脱氮量明显大于固氮产氮量。（5）本文对研究区域表层沉积物中碳、氮、磷、硅的含量进行了研究,结果表明,从河口到近岸海域的所有营养盐均呈普遍下降的趋势,这与陆源输入密切相关。此外,形态研究结果表明表层沉积物中生物可利用氮和磷的比例分别占总氮和总磷的12.89%和43.01%,说明在一定条件下,表层沉积物中生物可利用的营养盐可能重新进入水体被利用。沉积物有机质溯源分析表明河流及河口区域的有机质主要来自陆源植物和河流浮游植物,河口到外湾区域的有机质主要来自陆源植物和海源浮游植物。（6）本文基于210Pb和137Cs的定年年法对柱状沉积物进行了年代框架构建,并分析了营养盐的历史变化情况。研究结果表明,1980年以后,TOC、TN、TP和BSi的营养负荷开始逐渐增加,在2010年后的增速加快,并在2017年达到峰值,这与广西沿海地区的发展趋势基本一致。营养盐的埋藏率在1980年之后也发生了显着增加,这与人类活动和土地利用引起的沉积速率的增加有直接关系。沉积物有机质溯源分析的结果表明,在1960-2010年之间,近岸区域沉积物有机质主要来源于陆源输入,而在近年来沉积物有机质则来源于陆源植物和海洋浮游植物的结合。TOC含量的历史变化与各城市区域GDP和人口密度的正相关,再次证明了人类活动对于近岸有机质输入的影响。
卢玉曦[8]（2020）在《山东半岛近海及河口区胶体物质的地球化学特征及环境指示意义》文中研究表明本研究以天然水体中胶体态痕量金属的分离富集检测研究为切入点,系统分析了山东半岛近岸及河口区内多种胶体态痕量金属的含量、分布,初步得到了北黄海近岸海域、烟台市城市河流系统、黄河口以及牟平海洋牧场水域的一般特征,并结合其他环境因素（如有机质、颗粒物及盐度等）的相关性研究,分析了颗粒物浓度、有机质浓度及形态、盐度等因素对痕量元素在水体中迁移的影响。由此获得了一系列新结果及认识:（1）建立了两种分离检测天然水体中胶体态痕量金属的方法,并成功应用于实际样品的检测。首先,建立了基于切向超滤法（CFUF）和液液萃取法分离富集检测水体中胶体态（1 k Da～0.22μm）痕量金属的方法。该方法的检出限为:Cu 1.18 pmol L-1;Cd 0.68 pmol L-1;Pb 0.13 pmol L-1。方法对三种金属有较好的回收率,富集倍数为40,该方法已成功应用于北黄海实际样品中胶体态Cu、Cd和Pb的分离检测。其次,建立了一种结合离心超滤法（CUF）、酸萃取和ICP-MS分离测定水体中胶体态Cd、Cu和Pb的方法。通过调节离心时间和离心力,可以在70 min内有效分离水样中不同分子量的胶体态Cu、Cd和Pb。此外,方法检出限低,为0.005～0.131 nmol L-1,回收率为85.3%～100.8%。此外还进行了膜校准实验。（2）本研究选用1、3和10 k Da三种规格的再生纤维素膜CFUF装置对北黄海近岸海水样品进行尺寸分级后,然后结合液液萃取、ICP-MS对其中的痕量元素进行了富集并检测。结果表明,北黄海两近岸点海水中胶体态（1 k Da～0.22μm）Cd浓度分别为0.098和0.037 nmol L-1,胶体Cu浓度分别5.35和5.19 nmol L-1,胶体Pb浓度分别为2.75和8.20 nmol L-1,三种金属的胶体态约占总溶解态的30.9%～50.8%。此外,1～10 k Da分子量区间的胶体部分可能是该地沿海生态系统中Cd、Cu和Pb迁移过程的关键部分,也可能是影响痕量金属在各个分子量区间中迁移的主要因素。另外,总溶解浓度的变化不一定影响<1 k Da真溶解态以及1～3 k Da、3～10 k Da和10 k Da～0.22μm三种胶体分级浓度的变化。烟台市城市河流系统6个站位中,<1 k Da Cd、Cu和Pb占各自总溶解态的58.1%～90.2%,胶体Cd浓度为0.02～0.05 nmol L-1,胶体Cu浓度为0.24～6.88nmol L-1,胶体Pb浓度为0.23～1.11 nmol L-1。Cd和Pb更可能与10 k Da～0.22μm分级的胶体结合,而Cu更可能与1～3 k Da低分子量胶体有关。溶解态Cd在低盐区的添加行为涉及Cl络合物的形成以及颗粒物的解吸或降解,并且这种添加行为在冬季更为明显,并且与1～10 k Da胶体的行为密切相关。逛荡河口1～10k Da Cd的去除行为则可以归因于胶体的凝结/絮凝。Cu在逛荡河口的去除行为可能是强Cu配体的减少和胶体的凝结/絮凝,而辛安河口的添加行为可能与沉积物中强Cu配体的引入有关。Pb在两个河口的去除行为可能受到Fe氧化物的凝结/絮凝作用的显着控制。（3）对牟平海洋牧场海域中痕量元素的生物地球化学行为进行表征,考察了人类活动影响区域各环境因素对痕量金属在水体中迁移的综合影响。采用建立的CUF法研究了该区域表层水中7种痕量元素,并对溶解相的五个分级,即<1 k Da真溶解态以及1～3 k Da、3～10 k Da、10～100 k Da和100 k Da～0.7μm四个胶体态分级与各个环境参数之间的相关性进行了研究。结果表明,7种胶体态目标元素在9月主要以100 k Da～0.7μm大分子为主,11月目标区域内胶体态Cu、Cd和Pb仍以100 k Da～0.7μm大分子为主,胶体Ca和Mn主要为10～100 k Da,Al和Fe则主要为1～3 k Da。从目标元素与各环境因子的相关性来看,Al、Ca、Mn、Fe、Cu、Cd、Pb在不同分级与不同种类的营养盐的相关性之间出现了显着性差异。9月水体温度较11月偏高,浮游植物的快速生长繁殖引起的营养盐浓度降低使其与Fe、Mn等生物易利用金属呈显着性相关。11月气温降低不利于浮游植物的生长及大量繁殖,以及由此引起的低生物量以及有机质对胶体配体的贡献程度减小,引起了胶体态金属比例的整体降低。此外,Cd、Pb等亲有机金属在研究区域与无机因素（如Si、P等）也显示出显着性相关,表明其来源并非单一的有机来源,风浪及洋流引起的沉积物再悬浮所释放的无机配体也可能影响其空间及尺寸分布。（4）采用建立的CUF法研究了黄河口表层水中7种痕量元素,并对溶解相的四个分级,即<1 k Da真溶解态以及1～3 k Da、3～10 k Da和10 k Da～0.7μm三个胶体态分级与颗粒物、有机质等环境参数之间的相关性进行了研究。Al、Mn、Fe、Cu、Cd和Pb与10 k Da～0.7μm尺寸分级的胶体相关,而溶解态Ca在丰水期与3～10 k Da尺寸分级的胶体有关,在枯水期则与10 k Da～0.7μm的胶体相关。枯水期胶体Cu、Cd和Pb的来源主要可能为陆源输入;胶体Ca的浓度在两个季节中均与悬浮颗粒物（SPM）浓度呈显着负相关,表明胶体Ca的主要来源可能来自颗粒物表面的解析;胶体态Pb在四个溶解态分级中的迁移主要受水体溶解有机物的影响,而颗粒物对胶体态Ca的影响更大。
饶清华[9]（2020）在《互花米草入侵影响下闽江河口湿地重金属生物循环特征及其生态风险》文中研究表明闽江河口是我国东南沿海重要的河口之一,闽江河口湿地对于维护闽江流域生态安全发挥着重要作用。论文基于互花米草入侵原生湿地的热点生态问题以及当前闽江河口湿地植物-土壤（水）系统重金属生物循环研究较为薄弱的现状,基于时空互代法,以闽江河口鳝鱼滩尚未受互花米草入侵影响的短叶茳芏湿地（CM）、互花米草入侵过程与短叶茳芏形成的交错带湿地（CM’-SA’）以及新近入侵的互花米草湿地（入侵前为短叶茳芏湿地）（SA）为研究对象,通过野外采样及原位试验,探讨了互花米草入侵影响下湿地土壤及间隙水重金属含量时空分布特征、湿地植被重金属富集与分配特征以及湿地植物残体分解与重金属库变化特征。在此基础上,明晰了互花米草入侵对湿地植物-土壤（水）系统重金属生物循环特征的影响,综合评估互花米草不同入侵阶段湿地植物-土壤（水）系统的重金属生态风险。主要结论如下:（1）互花米草入侵增加了湿地土壤中的Cr、Cu、Pb含量。就Ni、Zn而言,其在入侵前短叶茳芏湿地土壤中的含量高于入侵过程中的交错带湿地以及入侵后的互花米草湿地。不同湿地0-60 cm土层的Cr、Ni、Cu、Zn、Pb含量整体均随土壤深度增加呈现先升高后降低变化,且大多于20-40 cm土层出现较高值。（2）互花米草入侵改变了湿地土壤中不同重金属的赋存形态含量。互花米草入侵影响下不同湿地土壤中Cr、Ni、Cu、Pb各形态含量均以残渣态最高,弱酸溶解态最低;Zn的各形态含量则以残渣态最高,可氧化态最低。除Cu外,其它重金属的弱酸溶解态含量占相应重金属全量的比例均以交错带湿地土壤最高。除Pb外,其它重金属的可还原态和可氧化态含量占相应重金属全量的比例均表现为交错带湿地>互花米草湿地>短叶茳芏湿地。除Pb外,其它重金属的残渣态含量占相应重金属全量的比例均表现为短叶茳芏湿地>互花米草湿地>交错带湿地。不同湿地土壤中重金属残渣态含量与相应重金属均呈极显着正相关（P<0.01）。互花米草入侵过程中可能通过影响湿地土壤的理化性质而改变土壤中不同形态重金属的赋存以及其之间的转化。（3）互花米草入侵影响下不同湿地土壤间隙水中的Cr、Ni、Cu、Zn含量总体以短叶茳芏湿地较高,互花米草湿地次之,交错带湿地较低。就Pb而言,其在不同湿地土壤间隙水中的含量整体表现为交错带湿地>互花米草湿地>短叶茳芏湿地。不同湿地土壤间隙水中重金属含量的季节变化均较为明显,其整体以冬、春季较高,夏、秋季较低。（4）互花米草入侵改变了湿地植物体的重金属含量及其富集能力。交错带短叶茳芏不同器官（根、茎、叶、立枯体、穗）的重金属含量整体均要高于纯群落短叶茳芏。不同的是,纯群落互花米草根、茎、穗和鞘的重金属含量总体要高于交错带互花米草,而其叶和立枯体的重金属含量整体要低于交错带互花米草。纯群落短叶茳芏根、茎、叶和立枯体的各重金属年均富集系数均低于交错带短叶茳芏的相应器官。与之相似,交错带互花米草根、茎、叶、立枯体和鞘的Ni、Cu年均富集系数均高于纯群落互花米草的相应器官。交错带互花米草根、茎的Cr、Zn、Pb年均富集系数均低于纯群落互花米草,而立枯体的年均富集系数则相反,叶、鞘的Cr、Zn、Pb年均富集系数在二者之间相差不大。互花米草入侵过程中,不同植被对重金属富集程度的差异主要与其对重金属的耐性或避性机制有关。（5）互花米草入侵改变了湿地植物残体分解速率及其重金属库的累积与释放。分解过程中,交错带及纯群落互花米草残体的残留率均高于纯群落及交错带短叶茳芏残体（P>0.05）。纯群落短叶茳芏及互花米草残体的分解速率均低于交错带相应植物残体。分解期间,不同植物残体的重金属含量（交错带植物残体与纯群落互花米草残体中的Cr除外）相比分解初期均呈不同程度增加趋势。不同植物残体中的Cr、Ni、Zn在分解过程中总体均表现为不同程度的释放,Pb整体表现为不同程度的累积。就Cu而言,其在纯群落植物残体中表现为不同程度的累积,而在交错带植物残体中表现为不同程度的释放。相比纯群落植物,互花米草入侵导致交错带植物残体Cr、Ni、Zn、Cu的释放能力增强。与之相反,互花米草入侵增强了交错带短叶茳芏残体和互花米草残体的Pb累积。（6）尽管互花米草入侵影响下湿地土壤中重金属全量及其赋存形态、间隙水中重金属的污染水平及生态毒性风险均较低,但其入侵后增加了土壤中的Cr、Cu和Pb赋存量,而降低了Ni、Zn的赋存量。整体而言,互花米草入侵导致重金属产生的生态风险在不同入侵阶段而有不同表现。首先,在互花米草入侵短叶茳芏过程中,二者的竞争作用可导致后者对重金属的富集能力明显升高,由此使得重金属（尤其是Cr、Ni）对其产生的生态毒性风险可能加大。不同的是,互花米草相对较低的重金属富集能力,在一定程度上降低了重金属（尤其是Cr、Ni）对其产生的毒性风险,而这可能是互花米草具有相对竞争优势而成功入侵的一个重要原因。其次,在互花米草入侵过程中,短叶茳芏残体相对较低的Cr归还速率和归还量可能导致以其为食物的底栖生物或无脊椎动物的生态毒性风险进一步加大,而互花米草相对较高的Cr归还速率和归还量可能加大了其在互花米草湿地土壤中的生态风险。由于根系周转亦是Cr归还土壤的重要途径,故互花米草根部较高的Cr周转量亦可加大其在互花米草湿地土壤中的生态风险。基于上述研究可知,对闽江河口的互花米草进行有效治理在某种程度上可降低重金属对原生湿地植被（短叶茳芏）的毒性风险以及其在湿地土壤中的生态风险,进而有助于维持原生湿地系统的稳定与健康。
陈垚[10]（2020）在《黄河泥沙沉积物演化特征及物源示踪》文中提出《汉书·沟洫志》曾记载:“中国川源以百数,莫着于四渎,而河为宗”,将黄河誉为“四渎之宗”。黄河的治理工作在我国历朝历代都属于重点,由于特殊的河情,使得流域内的水沙关系复杂多变,其治理问题也成了难点。“黄河流域生态保护和高质量发展”战略的提出,意味着黄河水资源与生态环境研究已经上升到国家战略层面。黄河问题的关键在于泥沙,泥沙问题的根源在于水少沙多。因此对黄河泥沙沉积物演化特征及其物源进行深入研究和甄别,可为黄河治理及流域的水土保持工作提供理论指导和科技支持,进而推动流域高质量发展。本文在查阅大量文献基础之上,依托国家自然科学基金项目,对黄河泥沙沉积环境展开了系统全面地研究工作。以约50km为间隔采集黄河上游青海省久治县至下游入海口的河漫滩泥沙沉积物,以及上游玛曲（深7m）、刘家峡（深5m）、中游柳林—吴堡（深7m）和下游开封（深4m）等四个钻孔泥沙沉积物作为黄河泥沙沉积环境研究的载体,结合地球化学、沉积学、水文学及数学地质统计等方法揭示了黄河泥沙空间演化特征及物源信息,从而构建了基于层次聚类的粒度端元模型及物源示踪的多端元混合模型,对黄河泥沙搬运机制与物源区泥沙贡献率进行计算,提出了黄河泥沙沉积物物源分析体系,为流域的水土保持工作及高质量发展提供科技支撑。主要得到以下结论:1.黄河泥沙沉积物的沿程粒度组分受地质环境和水利工程的影响较大。结合河漫滩与钻孔点泥沙沉积物的C-M图、粒度相、粒度频率曲线以及沉积判别函数,阐明了黄河泥沙沉积物的沉积特性。建立基于层次聚类的粒度端元模型,揭示了河漫滩与钻孔泥沙沉积物各粒径颗粒在运移过程中的主要搬运形式及搬运机制。上游至下游,黄河水动力条件及沉积环境发生明显变化主要是河流的选择性运输、支流的汇入、河道形态的改变以及人类活动共同影响的结果。2.基于黄河泥沙沉积物的烧失量、红化率与磁化率的沿程变化规律,采用系统聚类分析方法,判别不同河段沉积物的形成条件及相互关系。结果表明:烧失量、红化率与磁化率可作为黄河泥沙物源分析的基础指标,能够有效反映人类活动干扰下黄河泥沙沉积环境的变化情况;黄河泥沙的物源为干流沿岸侵蚀、风沙入黄以及支流携沙入黄。3.黄河泥沙沉积物石英颗粒微形态多以棱角—次棱角状为主,上游流经黄土高原段及刘家峡钻孔泥沙沉积物发育着V型撞击坑、水下磨光面以及麻点麻面等复合结构,说明该段泥沙沉积物与宁夏河东沙地、乌兰布和沙漠以及库布齐沙漠等风成砂的有效输入有关。根据河漫滩与钻孔泥沙沉积物石英颗粒微形态之间的欧氏距离判断出泥沙入黄模式由上游未流经黄土高原段的河流近源侵蚀向中游的支流携沙入黄转变。4.河漫滩与钻孔泥沙沉积物矿物组合类型均以碎屑矿物为主,黏土矿物次之,碳酸盐矿物较少,铁氧矿物仅在部分点位检出。通过对不同钻孔点沉积物矿物含量进行聚类分析,结果表明防洪、居民用水和灌溉的需要,水库排、蓄水调节作用是导致钻孔不同深度矿物含量呈周期变化的主要原因。将矿物含量变化情况与沿岸地质、地形地貌进行对比,推断出黄河石嘴山—巴彦淖尔段泥沙沉积物多来自于西北风作用下乌兰布和沙漠的流动沙丘;而巴彦淖尔—托县—三江口段泥沙沉积物多来自于库布齐沙漠、黄土高原、沿岸的支流以及大规模季节性的降雨将沿岸的碎屑物质携带入黄。5.黄河泥沙沉积物化学组成常量元素以Si O2、Al2O3及Ca O为主,伴有少量Fe2O3、Mg O、Na2O和K2O;微量元素中Ti、P、Mn、Zr、Ba以及Sr含量较多,而Cr、V、Rb、Zn、Ni、Pb、Y、Nb和Ga含量较少。采用Sr、V、Ni、V/Ni以及Sr/Ba等指标进行沉积环境识别与粒度特征判别结果基本一致。泥沙沉积物中Zr元素含量随河漫滩泥沙沉积物粒径的粗化明显增加;Ca O和Ti含量在清水河附近呈现较高水平;K2O和Sr含量则在十大孔兑附近含量较高。利用Sr/Ca和Ti/K值的区域分布能够较好区分宁夏河东沙地、支流、库布齐沙漠以及乌兰布和沙漠入黄对黄河泥沙的影响程度。6.利用黄河泥沙物源的判别结果,建立端元混合模型,确定了物源区对黄河泥沙沉积物的贡献率,并绘制黄河泥沙沉积物物源区贡献率分布图。结果表明:上游未流经黄土高原段河道中仅有52.4%的泥沙被黄河携带至刘家峡附近;上游宁蒙段以腾格里沙漠与乌兰布和沙漠的风沙入黄为主,并且该段超过75%的河漫滩泥沙被携带至窟野河入黄口附近;贯穿黄土高原的祖厉、清水二河也携带了大量泥沙入黄,并且对邻近地区黄河流域泥沙的贡献率达到71.9%;中游泥沙主要以窟野河、汾河、无定河、渭河携带泥沙为主;下游泥沙多源于上、中游泥沙运移至平坦地带的沉积。同时,考虑径流、支流流域面积、沿岸地形、气候及源岩等自然背景因素,对黄河泥沙物源分析体系进行进一步的完善。鉴于黄河自然环境与社会功能特点,提出因地制宜改善黄河流域水沙关系的措施,为黄河流域高质量发展提供科学指导。
二、Spatial and temporal distribution of trace elements in Yangtze Estuary,China: Significance of diluted setting（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、Spatial and temporal distribution of trace elements in Yangtze Estuary,China: Significance of diluted setting（论文提纲范文）
（1）长江口超微型蓝细菌群落及其噬菌体分离株组成的冬夏季变化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 超微型蓝细菌的分类及生态分布特征 |
| 1.1.1 超微型蓝细菌的分类 |
| 1.1.2 海洋超微型蓝细菌各类群的生态分布特征 |
| 1.1.3 典型河口超微型蓝细菌类群的生态分布特征—以切萨匹克湾为例 |
| 1.1.4 长江口环境特征及超微型蓝细菌类群的研究进展 |
| 1.2 蓝细菌噬菌体的分类与基因组特征 |
| 1.2.1 蓝细菌噬菌体类别与分布规律 |
| 1.2.2 蓝细菌噬菌体基因组特征 |
| 1.3 蓝细菌噬菌体的生态功能 |
| 1.3.1 蓝细菌噬菌体对宿主的影响 |
| 1.3.2 蓝细菌噬菌体与宿主相互作用的生态学特点 |
| 1.3.3 蓝细菌噬菌体裂解宿主的生态效应 |
| 1.4 本文的研究内容与意义 |
| 第二章 长江口-东海超微型蓝细菌群落的时空分布特征 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验方案设计 |
| 2.2.2 SN培养基的配制 |
| 2.2.3 超微型蓝细菌株系的分离与纯化 |
| 2.2.4 蓝细菌、细菌及病毒丰度检测 |
| 2.2.5 超微型蓝细菌分离株的鉴定 |
| 2.2.6 超微型蓝细菌的群落结构分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 长江口-东海不同时空环境特点分析 |
| 2.3.2 长江口-东海超微型蓝细菌、细菌和病毒丰度的时空分布特征 |
| 2.3.3 长江口-东海超微型蓝细菌类群系统发育分析 |
| 2.3.4 长江口-东海超微型蓝细菌群落结构组成分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 长江口-东海蓝细菌噬菌体的分离培养及典型蓝细菌长尾噬菌体的基因组学分析 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验方案设计 |
| 3.2.2 蓝细菌噬菌体分离与纯化 |
| 3.2.3 蓝细菌噬菌体扩大培养与噬菌体颗粒的浓缩 |
| 3.2.4 蓝细菌噬菌体DNA提取与基因组测序 |
| 3.2.5 蓝细菌噬菌体的透射电子显微镜观察 |
| 3.2.6 蓝细菌噬菌体的宿主范围检测 |
| 3.2.7 典型蓝细菌长尾噬菌体的蛋白组分析 |
| 3.2.8 典型蓝细菌长尾噬菌体的基因组分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 长江口-东海蓝细菌噬菌体分离株的类群组成 |
| 3.3.2 长江口-东海蓝细菌噬菌体形态特征 |
| 3.3.3 长江口-东海蓝细菌与噬菌体相互作用特征分析 |
| 3.3.4 典型蓝细菌长尾噬菌体基因组分析 |
| 3.3.5 典型蓝细菌长尾噬菌体蛋白组分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 总结与展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 不足之处 |
| 4.4 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（2）磷观渤海：由陆向海磷的输送和收支及其生态环境指示意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 磷的生物地球化学循环过程 |
| 1.1.1 海洋中磷的赋存形态 |
| 1.1.2 海洋中磷的源-汇过程 |
| 1.1.3 磷的形态转化 |
| 1.1.4 水体磷与富营养化 |
| 1.2 研究区域概况 |
| 1.2.1 环渤海河流 |
| 1.2.2 黄河下游 |
| 1.2.3 黄河口湿地 |
| 1.2.4 黄河口海域 |
| 1.2.5 渤海 |
| 1.3 研究意义和研究内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.2.1 环渤海入海河流磷的组成与入海通量 |
| 1.3.2.2 渤海磷的分布及控制因素 |
| 1.3.2.3 渤海磷的收支及环境效应 |
| 1.3.2.4 黄河口及邻近海域磷的分布、转化和埋藏 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 环渤海入海河流磷的形态、区域性差异与向海输送 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 样品采集与处理 |
| 2.1.2 样品分析测定 |
| 2.1.2.1 水体和沉积物中磷的分析 |
| 2.1.2.2 水体和沉积物中碳和氮的分析 |
| 2.1.2.3 叶绿素和悬浮颗粒物的分析 |
| 2.1.3 数据分析 |
| 2.1.3.1 环渤海河流水系 |
| 2.1.3.2 磷入海通量计算 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 环渤海河流水体中的碳、磷及相关性分析 |
| 2.2.1.1 水文特征 |
| 2.2.1.2 碳、磷的含量及时空分布特征 |
| 2.2.2 环渤海河流悬浮颗粒物中的磷 |
| 2.2.3 环渤海河流表层沉积物中的磷 |
| 2.2.3.1 磷的形态及含量 |
| 2.2.3.2 磷的时空分布特征 |
| 2.2.3.3 磷的区域差异性及影响因素 |
| 2.2.4 环渤海河流磷的入海通量及区域性差异 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 黄河口湿地和渤海沉积物磷的时空分布特征及环境响应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品采集与保存 |
| 3.1.2 样品分析测定 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 黄河口湿地磷的形态、含量及时空分布特征 |
| 3.2.1.1 黄河口湿地水文特征 |
| 3.2.1.2 黄河口湿地磷的赋存形态与含量 |
| 3.2.1.3 黄河口湿地表层沉积物中磷的空间差异 |
| 3.2.1.4 黄河口湿地表层沉积物中各形态磷和水体参数的相关性分析 |
| 3.2.2 渤海沉积物磷的形态、含量及时空分布特征 |
| 3.2.2.1 渤海表层沉积物磷的形态、含量及时空分布 |
| 3.2.2.2 渤海柱状沉积物磷形态的垂向分布 |
| 3.2.3 渤海磷的区域分布特征 |
| 3.2.3.1 Reac-P和Detr-P的区域差异 |
| 3.2.3.2 渤海沉积物-水界面磷的沉积与释放的区域差异 |
| 3.2.4 中国近海表层沉积物磷形态的对比研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 黄河口磷的长期变化:河流的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品采集与保存 |
| 4.1.2 样品分析测定 |
| 4.1.2.1 (210)~Pb与(137)~Cs活度和沉积速率 |
| 4.1.2.2 水体营养盐的分析和沉积物中POC、PON和磷形态的分析 |
| 4.1.3 通量计算 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 ~(210)Pb和~(137)Cs定年 |
| 4.2.2 间隙水中营养盐的垂向分布及比值变化 |
| 4.2.3 柱状沉积物中各形态磷的垂向分布及迁移转化 |
| 4.2.4 黄河口磷的沉积埋藏 |
| 4.2.5 沉积物中碳、磷的相关性分析 |
| 4.2.6 碎屑磷含量与黄河流域的水文变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 渤海磷的循环与收支过程及其生态环境效应 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样品采集与保存 |
| 5.1.2 样品分析测定 |
| 5.1.3 收支计算 |
| 5.1.3.1 渤海水体中DIP和TP储量 |
| 5.1.3.2 河流输入 |
| 5.1.3.3 底界面释放通量 |
| 5.1.3.4 大气沉降 |
| 5.1.3.5 地下水输入 |
| 5.1.3.6 渤海与北黄海的水体交换 |
| 5.1.3.7 沉积通量 |
| 5.1.3.8 初级生产 |
| 5.1.3.9 内部循环 |
| 5.1.4 数值模式与数据处理 |
| 5.1.4.1 IMAGE-GNM模型 |
| 5.1.4.2 VGPM模型 |
| 5.1.4.3 数据获取与图形绘制 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 渤海水体TP与DIP |
| 5.2.2 渤海水体氮磷比变化及潜在磷消耗 |
| 5.2.3 渤海水体磷收支过程研究 |
| 5.2.3.1 DIP和TP储量 |
| 5.2.3.2 环渤海河流输入 |
| 5.2.3.3 沉积物-水界面磷的释放通量 |
| 5.2.3.4 大气沉降 |
| 5.2.3.5 地下水输入 |
| 5.2.3.6 与北黄海交换 |
| 5.2.3.7 沉积通量 |
| 5.2.3.8 初级生产力 |
| 5.2.3.9 水体内部循环 |
| 5.2.4 磷循环关键过程与渤海环境演变 |
| 5.2.4.1 磷循环关键过程 |
| 5.2.4.2 渤海环境变化与潜在磷消耗 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论、展望与创新点 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 硕士期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（3）汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究的背景及意义 |
| 1.2 国内外发展现状与趋势 |
| 1.2.1 硝化作用 |
| 1.2.2 反硝化作用 |
| 1.2.3 厌氧氨氧化作用 |
| 1.2.4 硝酸盐异化还原成铵(DNRA) |
| 1.2.5 氧化亚氮释放 |
| 1.3 研究内容、目标以及拟解决的关键科学问题 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.3.3 拟解决的科学问题 |
| 1.4 研究区域概况 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 河流生态系统氮循环各过程潜能及影响因子 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 野外采样 |
| 2.2.2 环境因子检测 |
| 2.2.3 氮循环微生物检测 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 研究结果 |
| 2.3.1 环境因子 |
| 2.3.2 沉积物氮循环功能基因 |
| 2.3.3 沉积物氮循环优势微生物及各过程潜能 |
| 2.3.4 环境因子与氮循环微生物及氮循环潜能的相关性 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.4.1 氮循环基因、氮循环微生物及氮循环潜能对人为干扰的响应 |
| 2.4.2 环境因子对氮循环微生物及氮循环潜能的影响 |
| 2.5 总结 |
| 第3章 河流生态系统硝化、硝酸盐异化还原过程及其影响因子 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 野外采样 |
| 3.2.2 环境因子检测 |
| 3.2.3 潜在硝化速率测定 |
| 3.2.4 反硝化和厌氧氨氧化速率测定 |
| 3.2.5 DNRA速率测定 |
| 3.2.6 硝化、硝酸盐异化还原微生物关键基因丰度 |
| 3.2.7 硝化、硝酸盐异化还原关键酶活性检测 |
| 3.2.8 N_2O溶存浓度测定及交换通量计算 |
| 3.2.9 数据分析 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 环境因子 |
| 3.3.2 硝化速率及硝酸盐异化还原速率 |
| 3.3.3 硝化及硝酸盐异化还原功能基因丰度 |
| 3.3.4 硝化及硝酸盐异化还原关键酶酶活 |
| 3.3.5 N_2O溶存度及通量 |
| 3.3.6 硝化速率、硝酸盐异化还原速率、功能基因、关键酶酶活及理化因子的相关性 |
| 3.3.7 各因子与N_2O溶存浓度的相关性 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.4.1 硝化、硝酸盐异化还原及N_2O释放对人为干扰的响应 |
| 3.4.2 环境因子对硝化及硝酸盐异化还原速率的影响 |
| 3.4.3 环境因子对功能基因丰度及酶活性的影响 |
| 3.4.4 硝化、硝酸盐异化还原各过程的相关性及对硝酸盐移除的贡献 |
| 3.4.5 硝化、硝酸盐异化还原各过程对硝酸盐移除的贡献 |
| 3.4.6 N_2O溶存浓度的影响因子 |
| 3.4.7 功能基因丰度及酶活性对硝化、硝酸盐异化还原及N_2O释放的影响 |
| 3.5 总结 |
| 第4章 反硝化微生物群落结构的影响因子及其对反硝化作用的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 野外采样 |
| 4.2.2 水体环境因子检测 |
| 4.2.3 金水河沉积物反硝化速率测定 |
| 4.2.4 金水河沉积物反硝化微生物群落多样性测定 |
| 4.2.5 金水河沉积物反硝化功能基因相对表达量 |
| 4.2.6 数据分析 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.3.1 水体环境因子 |
| 4.3.2 反硝化速率 |
| 4.3.3 金水河反硝化微生物 |
| 4.3.4 反硝化速率、反硝化微生物和理化因子的相关性 |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.4.1 反硝化微生物对人为干扰的响应 |
| 4.4.2 反硝化微生物对反硝化速率的影响 |
| 4.4.3 水体环境因子对反硝化微生物的影响 |
| 4.5 总结 |
| 第5章 反硝化对有机碳和硝态氮添加、低温及微生物群落多样性降低的响应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 沉积物样品采集及制备 |
| 5.2.2 制作沉积物悬浊液 |
| 5.2.3 微生物预培养 |
| 5.2.4 微生物分组培养 |
| 5.2.5 反硝化潜力检测 |
| 5.2.6 反硝化微生物群落结构及功能基因丰度检测 |
| 5.2.7 数据分析 |
| 5.3 研究结果 |
| 5.3.1 反硝化潜力 |
| 5.3.2 反硝化微生物群落 |
| 5.3.3 反硝化功能基因丰度 |
| 5.3.4 反硝化潜力与反硝化微生物的相关性 |
| 5.4 分析与讨论 |
| 5.4.1 碳氮源添加及低温处理对反硝化潜力的影响 |
| 5.4.2 碳氮源添加及低温处理对反硝化微生物的影响 |
| 5.4.3 反硝化微生物对反硝化潜力的影响 |
| 5.5 总结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 氮循环各过程的潜能及其对人为干扰及环境因子的响应 |
| 6.1.2 硝化及硝酸盐异化还原对人为干扰及环境因子的响应 |
| 6.1.3 反硝化微生物群落对人为干扰和环境因子的响应 |
| 6.1.4 反硝化微生物对反硝化作用的影响 |
| 6.2 研究展望 |
| 6.2.1 活性硝化、反硝化微生物的筛选 |
| 6.2.2 沉积物氮循环过程对人为干扰和环境因子的响应模型的构建 |
| 6.2.3 氮循环与碳循环的耦合研究 |
| 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 |
| 附录 |
（4）长江口及其邻近海域Cu、Mo的地球化学行为研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 全球河口地区Cu同位素研究现状 |
| 1.2.2 全球河口地区Mo同位素研究现状 |
| 1.2.3 Cu同位素分析方法研究进展 |
| 1.2.4 Mo同位素分析方法研究进展 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究方法 |
| 1.5 工作量概况 |
| 第二章 Cu、Mo地球化学概述 |
| 2.1 Cu的地球化学概述 |
| 2.1.1 Cu同位素特征与分馏机制 |
| 2.1.2 Cu同位素的应用 |
| 2.2 Mo的地球化学概述 |
| 2.2.1 Mo同位素特征与分馏机制 |
| 2.2.2 Mo同位素的应用 |
| 第三章 特效树脂预富集海水Cu同位素方法的建立 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 试剂与器皿 |
| 3.2.2 Cu特效树脂柱 |
| 3.2.3 阴离子交换树脂柱 |
| 3.2.4 仪器与分析 |
| 3.3 Cu特效树脂的性能 |
| 3.3.1 对Cu的吸附能力 |
| 3.3.2 对Cu的高度选择性 |
| 3.3.3 对Cu的洗脱能力 |
| 3.4 预富集淋洗曲线 |
| 3.5 Cu特效树脂的回收率 |
| 3.6 基质元素干扰评估 |
| 3.7 可行性分析 |
| 3.8 小结 |
| 第四章 长江口及其邻近海域Cu的地球化学行为研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 长江口及其邻近海域重金属分布研究进展 |
| 4.3 研究区域 |
| 4.4 实验方法 |
| 4.4.1 采样 |
| 4.4.2 分析方法 |
| 4.5 结果 |
| 4.6 讨论 |
| 4.6.1 河口混合过程Cu的行为 |
| 4.6.2 生物作用的影响 |
| 4.6.3 可溶相与颗粒物的相互作用 |
| 4.6.4 人类活动的影响 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 长江口及其邻近海域Mo的地球化学行为研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 研究区域 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 采样 |
| 5.3.2 化学分析 |
| 5.3.3 “反应-运输”模型 |
| 5.4 结果 |
| 5.5 河口混合过程Mo的行为 |
| 5.5.1 河口可溶相Mo 的浓度与δ~(98)Mo 的关系 |
| 5.5.2 河口可溶相Mo的浓度与盐度的关系 |
| 5.6 长江口及其邻近海域Mo行为的分析与讨论 |
| 5.6.1 Mo的质量平衡模型 |
| 5.6.2 悬浮颗粒物表面Mo的“吸附-解吸附”作用 |
| 5.6.3 Mo的“反应-运输”模型 |
| 5.7 小结 |
| 第六章 长江口及其邻近海域Cu、Mo元素相关性分析 |
| 第七章 主要结论、创新点与不足 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足之处 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（5）黄河口和长江口白云母形态和元素地球化学特征及物源意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 黄河口 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 水文与泥沙特征 |
| 2.1.3 地质背景 |
| 2.2 长江口 |
| 2.2.1 自然地理概况 |
| 2.2.2 水文与泥沙特征 |
| 2.2.3 地质背景 |
| 第3章 样品来源及方法 |
| 3.1 样品来源 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 碎屑矿物分离和鉴定 |
| 3.2.2 白云母分选 |
| 3.2.3 白云母三维显微测量 |
| 3.2.4 白云母地球化学测试 |
| 第4章 白云母碎屑矿物特征 |
| 4.1 矿物学一般特征 |
| 4.1.1 物理特征 |
| 4.1.2 晶体结构和化学组成 |
| 4.1.3 黄河口和长江口白云母矿物特征 |
| 4.2 白云母在沉积物不同粒级中的分布 |
| 4.2.1 沉积物中轻重矿物组分特征 |
| 4.2.2 白云母在沉积物中的含量和分布 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 白云母形态特征及水力沉积特征 |
| 5.1 形态特征 |
| 5.1.1 粒径和厚度 |
| 5.1.2 径厚比 |
| 5.2 白云母与石英和长石的水力沉积差异 |
| 5.2.1 粒径相同时体积的差异 |
| 5.2.2 粒径相同时沉积速度的差异 |
| 5.2.3 速度等效时粒径的差异 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 白云母元素地球化学特征 |
| 6.1 常量元素特征 |
| 6.1.1 常量元素含量特征 |
| 6.1.2 常量元素特征值 |
| 6.2 微量元素特征 |
| 6.2.1 微量元素含量特征 |
| 6.2.2 微量元素特征值 |
| 6.3 稀土元素特征 |
| 6.3.1 稀土元素含量特征 |
| 6.3.2 特征参数和分配模式 |
| 6.3.3 白云母稀土元素特征值 |
| 6.4 白云母物源意义讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论、不足和展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足和展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（6）长江口及其邻近海域浮游动物休眠卵群落结构研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 浮游动物休眠的生物现象 |
| 1.2 浮游动物休眠卵的研究意义 |
| 1.3 长江口及其邻近海域浮游动物休眠卵研究进展 |
| 1.4 浮游动物休眠卵研究不足 |
| 1.5 本课题研究目标与内容 |
| 1.6 拟解决的关键科学问题 |
| 第2章 长江口外海区域浮游生物休眠卵的时空分布 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 站位设置及样品采集 |
| 2.2.2 休眠卵分离与扩增 |
| 2.2.3 环境参数测量 |
| 2.2.4 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 长江口外海海域不同季节浮游动物休眠卵种类组成与分布 |
| 2.3.2 长江口外海海域沉积物参数水平分布结果 |
| 2.3.3 长江口外海海域水体环境参数水平分布 |
| 2.3.4 长江口外海海域休眠卵分布与环境因子的相关性 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 浮游动物休眠卵分布的空间变化 |
| 2.4.2 浮游动物休眠卵分布的季节变化 |
| 2.4.3 环境因子对休眠卵分布的影响 |
| 第3章 长江口河口区域浮游动物休眠卵的时空分布与孵化特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区域与孵化方法 |
| 3.2.2 休眠卵孵化方法 |
| 3.2.3 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 长江口河口区域水体环境因子剖面及沉积物参数分布 |
| 3.3.2 长江口河口区域休眠卵分布与环境因子相关性分析 |
| 3.3.3 长江口河口区域休眠卵孵化结果 |
| 3.3.4 休眠卵孵化结果与环境因子相关性分析 |
| 3.4 讨论 |
| 第4章 长江口及其邻近海域沉积柱浮游动物休眠卵垂直分布结构 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 样点设置与柱状沉积物的采集 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.2.3 数据处理与分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 沉积年限 |
| 4.3.2 种类组成 |
| 4.3.3 休眠卵分子鉴定结果 |
| 4.4 讨论 |
| 第5章 利用浮游动物休眠卵探讨物种的地理遗传差别 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究对象及采样地点 |
| 5.2.2 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 COI分子多样性与系统发育分析 |
| 5.3.2 单倍体网络结构 |
| 5.3.3 单倍体稀疏曲线 |
| 5.3.4 种群遗传结构 |
| 5.4 分析与讨论 |
| 第6章 总结和展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（7）广西北部湾近岸海域氮生物地球化学过程及营养盐沉积记录（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 近岸海域的营养盐收支平衡 |
| 1.2.1 营养盐的主要源汇过程 |
| 1.2.2 营养盐收支模型 |
| 1.3 氮的关键生物地球化学过程 |
| 1.3.1 固氮作用 |
| 1.3.2 反硝化作用 |
| 1.3.3 厌氧氨氧化作用 |
| 1.4 营养盐的沉积记录 |
| 1.4.1 柱状沉积物的定年简介 |
| 1.4.2 沉积物中营养盐的形态分布 |
| 1.4.3 沉积物中营养盐的历史变化 |
| 1.5 拟解决的科学问题 |
| 1.6 论文研究思路与技术路线 |
| 第二章 研究区域及研究方法 |
| 2.1 采样区域概况 |
| 2.1.1 气候特征 |
| 2.1.2 沿海主要城市 |
| 2.1.3 沿海主要港湾 |
| 2.1.4 沿海主要河流 |
| 2.2 样品采集及前处理 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 水体中营养盐的测定 |
| 2.3.2 固氮速率及固氮生物的测定 |
| 2.3.3 反硝化速率和厌氧氨氧化速率的测定 |
| 2.3.4 沉积物中营养盐含量及形态的测定 |
| 2.3.5 ~(210)Pb定年方法及模型 |
| 2.3.6 沉积物中碳氮同位素的测定 |
| 2.4 沉积物-水界面营养盐扩散通量的估算方法 |
| 2.5 LOICZ箱式模型 |
| 第三章 广西北部湾近岸海域营养盐收支状况 |
| 3.1 基本水质参数状况 |
| 3.2 入海河流水体营养盐的分布特征 |
| 3.3 河口海湾表层水体中营养盐的分布特征 |
| 3.4 上覆水和孔隙水中营养盐的分布特征 |
| 3.5 沉积物-水界面的营养盐通量 |
| 3.6 基于LOICZ模型的营养盐收支情况 |
| 3.6.1 源汇过程的水通量估算 |
| 3.6.2 海底地下水排放的营养盐通量 |
| 3.6.3 河流输入的营养盐通量 |
| 3.6.4 余流和外海交换流的营养盐通量 |
| 3.6.5 排污口及养殖废水排放的营养盐通量 |
| 3.6.6 营养盐源汇收支汇总 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 广西北部湾近岸海域氮的生物地球化学过程 |
| 4.1 固氮作用的分布特征 |
| 4.1.1 固氮速率的时空分布及影响因素 |
| 4.1.2 丝状固氮生物的时空分布及影响因素 |
| 4.2 反硝化及厌氧氨氧化过程的分布特征 |
| 4.2.1 反硝化和厌氧氨氧化速率的时空分布 |
| 4.2.2 培养实验站位孔隙水中无机氮及沉积物中有机碳含量 |
| 4.2.3 反硝化和厌氧氨氧化过程的影响因素 |
| 4.3 氮的生物地球化学过程对初级生产力和氮通量的贡献 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 广西北部湾近岸海域营养盐的沉积记录 |
| 5.1 表层沉积物中营养盐的含量与形态 |
| 5.2 柱状沉积物的定年分析 |
| 5.2.1 放射性同位素的垂直分布 |
| 5.2.2 沉积柱的沉积速率及年代学研究 |
| 5.2.3 沉积物粒径的历史变化 |
| 5.3 营养盐的历史沉积记录 |
| 5.4 沉积物有机质的来源分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 论文特色与创新之处 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间科研成果 |
（8）山东半岛近海及河口区胶体物质的地球化学特征及环境指示意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水环境中胶体物质概述 |
| 1.1.1 水环境中胶体物质的来源和去除过程 |
| 1.1.2 水环境中的胶体态痕量元素 |
| 1.1.3 水环境中的胶体态有机碳 |
| 1.1.4 其他胶体物质 |
| 1.1.4.1 胶体有机氮 |
| 1.1.4.2 胶体放射性核素 |
| 1.1.4.3 胶体有机污染物 |
| 1.2 水环境中胶体物质的地球化学行为 |
| 1.3 水环境中胶体物质的分离检测 |
| 1.3.1 切向超滤法 |
| 1.3.2 离心超滤法 |
| 1.3.3 其他方法 |
| 1.4 研究区域及研究意义 |
| 1.4.1 北黄海 |
| 1.4.2 渤海及黄河口 |
| 1.4.3 牟平海洋牧场 |
| 1.4.4 研究意义 |
| 1.5 论文的研究内容及创新点 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 创新点 |
| 第2章 实验器皿准备以及样品的采集分析 |
| 2.1 实验器皿种类、预清洗以及储存 |
| 2.2 水样的采集及预过滤 |
| 2.3 水样中胶体态痕量元素的分离检测 |
| 2.3.1 切向超滤与液液萃取结合 |
| 2.3.1.1 切向超滤 |
| 2.3.1.2 液液萃取富集胶体态痕量金属 |
| 2.3.2 离心超滤与酸提取结合 |
| 2.3.2.1 离心超滤的清洗及准备 |
| 2.3.2.2 超滤膜真实截留值校准 |
| 2.4 水样中胶体有机碳的分离检测 |
| 2.5 水体SPM的采集 |
| 2.6 水体SPM理化性质检测 |
| 2.6.1 SPM预处理 |
| 2.6.2 颗粒态金属测定 |
| 2.7 水文数据采集及营养盐样品处理 |
| 2.8 质量保证与质量控制(QA/QC) |
| 2.9 数据处理 |
| 第3章 水体中胶体态元素的分离检测方法研究 |
| 3.1 切向超滤(CFUF)与液液萃取结合 |
| 3.1.1 切向超滤(CFUF) |
| 3.1.2 液液萃取、痕量金属检测及数据计算 |
| 3.1.3 液液萃取实验的研究 |
| 3.1.3.1 样品消解方法 |
| 3.1.3.2 pH条件 |
| 3.1.3.3 样品体积的影响 |
| 3.1.3.4 液液萃取振荡时间的影响 |
| 3.1.3.5 萃取剂体积和萃取方法的影响 |
| 3.1.3.6 检出限(LOD)和定量限(LOQ) |
| 3.1.3.7 萃取率 |
| 3.1.3.8 CFUF的回收率 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 离心超滤与酸提取结合 |
| 3.2.1 离心超滤(CUF) |
| 3.2.2 痕量金属检测及数据计算 |
| 3.2.3 CUF及酸提取实验的研究 |
| 3.2.3.1 离心力和离心时间 |
| 3.2.3.2 提取方法 |
| 3.2.3.3 超滤膜的实际分子量截留值(MWCO) |
| 3.2.3.4 质量平衡 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 两种胶体态金属分离检测方法的对比 |
| 第4章 北黄海及烟台市城市水系统中的胶体态Cd、Cu和 Pb |
| 4.1 北黄海采样站位及背景 |
| 4.1.1 采样站位及背景 |
| 4.1.2 采样方法 |
| 4.1.3 北黄海水体中胶体态Cd、Cu和 Pb的含量及百分比特征 |
| 4.1.4 北黄海水体中胶体态Cd、Cu和 Pb与其他海域对比 |
| 4.1.5 小结 |
| 4.2 烟台市城市河流系统采样站位及背景 |
| 4.2.1 采样站位及背景 |
| 4.2.2 采样方法 |
| 4.2.3 烟台市城市河流系统中胶体态Cd、Cu和 Pb的含量特征 |
| 4.2.4 烟台市城市河流系统中胶体态Cd、Cu和 Pb的百分比特征 |
| 4.2.5 烟台市城市河流系统中胶体态Cd、Cu和 Pb与其他研究对比 |
| 4.2.6 胶体态金属随着盐度的尺寸分布变化 |
| 4.2.6.1 Cd |
| 4.2.6.2 Cu |
| 4.2.6.3 Pb |
| 4.3 小结 |
| 第5章 牟平海洋牧场表层水中的胶体态痕量金属 |
| 5.1 采样站位及背景 |
| 5.2 样品采样及胶体物质的分离检测 |
| 5.3 质量平衡 |
| 5.4 9月牟平海洋牧场表层水中溶解态金属各分级的含量及分布 |
| 5.4.1 Al |
| 5.4.2 Ca |
| 5.4.3 Mn |
| 5.4.4 Fe |
| 5.4.5 Cu |
| 5.4.6 Cd |
| 5.4.7 Pb |
| 5.5 11月牟平海洋牧场表层水中溶解态金属各分级的含量及分布 |
| 5.5.1 Al |
| 5.5.2 Ca |
| 5.5.3 Mn |
| 5.5.4 Fe |
| 5.5.5 Cu |
| 5.5.6 Cd |
| 5.5.7 Pb |
| 5.6 牟平海洋牧场表层水中溶解态金属的空间分布 |
| 5.7 牟平海洋牧场表层水中胶体态金属与其他研究对比 |
| 5.8 牟平海洋牧场表层水中DOC的含量及分布 |
| 5.8.1 9月 |
| 5.8.2 11月 |
| 5.9 胶体态金属与环境参数的关系 |
| 5.9.1 9月 |
| 5.9.2 11月 |
| 5.10 环境因子对胶体态金属迁移的影响机理 |
| 5.11 小结 |
| 第6章 黄河口表层水中的胶体态痕量金属 |
| 6.1 采样站位及背景 |
| 6.2 采样、SPM表征及胶体物质的分离检测 |
| 6.3 黄河口采样站位盐度及SPM浓度分布 |
| 6.4 质量平衡 |
| 6.5 黄河口表层水中溶解态金属的分布 |
| 6.6 黄河口表层水中溶解态金属各分级的含量及分布 |
| 6.6.1 Al |
| 6.6.2 Ca |
| 6.6.3 Mn |
| 6.6.4 Fe |
| 6.6.5 Cu |
| 6.6.6 Cd |
| 6.6.7 Pb |
| 6.7 黄河口表层水中胶体态金属与其他研究对比 |
| 6.8 黄河口枯水期与丰水期胶体态金属分布变化 |
| 6.9 黄河口枯水期与丰水期溶解态有机碳的分布变化 |
| 6.10 黄河口枯水期与丰水期颗粒态金属分布变化 |
| 6.11 胶体态金属迁移与环境因子的关系 |
| 6.11.1 枯水期 |
| 6.11.2 丰水期 |
| 6.12 颗粒物对胶体态金属迁移的影响机理 |
| 6.13 金属在颗粒物-溶解有机物共存体系中的行为 |
| 6.14 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 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 |
（9）互花米草入侵影响下闽江河口湿地重金属生物循环特征及其生态风险（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景、目的及意义 |
| 1.1.1 选题背景与目的 |
| 1.1.2 选题意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 河口湿地重金属来源及分布 |
| 1.2.2 影响河口湿地重金属分布的因素 |
| 1.2.3 河口湿地重金属形态分布及迁移转化 |
| 1.2.4 河口湿地植物对重金属的吸收与富集 |
| 1.2.5 河口湿地植物残体分解过程中重金属的累积或释放 |
| 1.2.6 河口湿地重金属生态风险评估 |
| 1.2.7 当前研究存在不足 |
| 1.3 论文的研究内容、技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 拟解决的科学问题 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 研究区域与研究方案 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 研究样地 |
| 2.2 研究方案 |
| 2.2.1 样品采集与预处理 |
| 2.2.2 样品测定 |
| 2.2.3 指标计算 |
| 2.3 数据处理与统计分析 |
| 第三章 互花米草入侵对湿地土壤(水)重金属时空分布的影响 |
| 3.1 互花米草入侵对湿地土壤重金属含量变化的影响 |
| 3.1.1 重金属含量水平分布特征 |
| 3.1.2 重金属含量垂直分布特征 |
| 3.1.3 互花米草入侵对湿地土壤理化性质的影响 |
| 3.1.4 讨论 |
| 3.2 互花米草入侵对湿地土壤不同形态重金属含量变化的影响 |
| 3.2.1 不同形态重金属含量变化特征 |
| 3.2.2 讨论 |
| 3.3 互花米草入侵对湿地土壤间隙水重金属含量变化的影响 |
| 3.3.1 间隙水重金属含量全年动态 |
| 3.3.2 间隙水重金属浓度垂直变化特征 |
| 3.3.3 讨论 |
| 第四章 互花米草入侵对湿地植被重金属富集与分配的影响 |
| 4.1 互花米草入侵对湿地植被重金属含量动态的影响 |
| 4.1.1 地上器官重金属含量全年动态 |
| 4.1.2 立枯体重金属含量全年动态 |
| 4.1.3 地下器官重金属含量全年动态 |
| 4.2 互花米草入侵对湿地植被重金属富集与分配的影响 |
| 4.2.1 植物重金属富集量 |
| 4.2.2 植物重金属富集系数 |
| 4.2.3 植物体内重金属转移 |
| 4.2.4 植物体重金属分配比 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 本研究与国内外相关研究对比 |
| 4.3.2 互花米草入侵对湿地植物的重金属富集与分配的影响 |
| 第五章 互花米草入侵对植物残体分解与重金属库变化的影响 |
| 5.1 互花米草入侵影响下植物残体分解速率 |
| 5.2 互花米草入侵影响下植物残体分解过程中重金属含量变化 |
| 5.3 互花米草入侵影响下残体分解过程中重金属库变化 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 互花米草入侵对湿地植物残体分解的影响 |
| 5.4.2 互花米草入侵对湿地植物残体重金属含量、累积与释放的影响 |
| 第六章 湿地植物-土壤(水)系统重金属生物循环特征及生态风险评估 |
| 6.1 互花米草入侵对湿地重金属生物循环特征的影响 |
| 6.1.1 湿地植物残体中重金属的存留与归还 |
| 6.1.2 湿地植物-土壤(水)系统重金属分配状况 |
| 6.1.3 湿地植物-土壤(水)系统重金属生物循环特征 |
| 6.2 互花米草入侵对湿地重金属生态风险的影响 |
| 6.2.1 土壤(水)污染状况及生态风险 |
| 6.2.2 植物重金属生态毒性风险 |
| 6.2.3 植物残体分解过程中重金属生态风险 |
| 6.2.4 湿地重金属生态风险综合评估 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究不足与展望 |
| 附录图 |
| 附录表 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）黄河泥沙沉积物演化特征及物源示踪（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状与存在问题 |
| 1.2.1 国内外研究现状 |
| 1.2.2 存在问题 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 创新点 |
| 第二章 研究区概况及研究方法 |
| 2.1 黄河流域自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气象与水文 |
| 2.1.3 地质地貌 |
| 2.2 黄河流域河道特征与侵蚀强度概述 |
| 2.2.1 黄河河道特征与径流量关系 |
| 2.2.2 黄河流域主要地区侵蚀强度 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 样品采集 |
| 2.3.2 样品分析 |
| 第三章 基于黄河泥沙沉积物粒度特征的沉积环境识别 |
| 3.1 黄河泥沙沉积物粒度特征 |
| 3.1.1 河漫滩泥沙沉积物粒度特征 |
| 3.1.2 钻孔泥沙沉积物粒度特征 |
| 3.2 粒度相特征对成因的指示 |
| 3.3 基于粒度特征的黄河泥沙沉积物物源分析 |
| 3.4 基于层次聚类分析的粒度端元混合模型 |
| 3.4.1 模型的建立 |
| 3.4.2 粒度端元分解 |
| 3.4.3 粒度端元指示的沉积动力环境 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 基于黄河泥沙沉积物物理化学性质的沉积环境指示 |
| 4.1 黄河泥沙沉积物物理化学性质演化特征 |
| 4.1.1 河漫滩泥沙沉积物理化学性质演化特征 |
| 4.1.2 钻孔泥沙沉积物物理化学性质演化特征 |
| 4.2 黄河泥沙沉积物理化学性质与粒度的相关性 |
| 4.3 黄河泥沙沉积物物理化学性质对沉积环境的指示 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 基于黄河泥沙沉积物石英颗粒微形态的物源分析 |
| 5.1 黄河泥沙沉积物石英颗粒微形态特征 |
| 5.1.1 河漫滩泥沙沉积物石英颗粒微形态特征 |
| 5.1.2 钻孔泥沙沉积物石英颗粒微形态特征 |
| 5.2 黄河泥沙沉积物石英颗粒微形态相似性分析 |
| 5.3 黄河泥沙沉积物石英颗粒微形态指示的物源信息 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 基于黄河泥沙沉积物矿物成分的物源分析 |
| 6.1 黄河泥沙沉积物矿物演化特征 |
| 6.1.1 河漫滩泥沙沉积物矿物演化特征 |
| 6.1.2 钻孔泥沙沉积物矿物演化特征 |
| 6.2 黄河泥沙沉积物矿物示踪研究 |
| 6.3 黄河泥沙沉积物矿物成分物源区指数与成熟度指数 |
| 6.3.1 河漫滩泥沙沉积物矿物成分物源区指数与成熟度指数 |
| 6.3.2 钻孔泥沙沉积物矿物成分物源区指数与成熟度指数 |
| 6.4 黄河泥沙沉积物矿物成分指示的物源信息 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 基于黄河泥沙沉积物地球化学元素的物源分析 |
| 7.1 黄河泥沙沉积物地球化学元素演化特征 |
| 7.1.1 河漫滩泥沙沉积物常量及微量元素演化特征 |
| 7.1.2 钻孔泥沙沉积物常量及微量元素演化特征 |
| 7.2 河漫滩及钻孔泥沙沉积物化学风化定量分析 |
| 7.3 黄河泥沙沉积物化学元素示踪分析 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 黄河泥沙沉积物物源分析体系及水土保持意义 |
| 8.1 基于端元分析的黄河泥沙物源区贡献率定量计算 |
| 8.1.1 基础理论 |
| 8.1.2 物源区泥沙贡献率计算结果与讨论 |
| 8.2 黄河泥沙沉积物物源影响因素 |
| 8.2.1 流域面积对黄河泥沙输运量的影响 |
| 8.2.2 径流对黄河泥沙输运量的影响 |
| 8.2.3 沿岸地形对黄河泥沙输运量的影响 |
| 8.2.4 气候对黄河泥沙输运量的影响 |
| 8.2.5 源岩、地质及地貌类型对黄河泥沙输运量的影响 |
| 8.2.6 黄河泥沙物源分析体系的建立 |
| 8.3 物源区泥沙贡献率对黄河水土保持的指导 |
| 8.4 小结 |
| 结论与展望 |
| 主要结论 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间取得的成果 |
| 致谢 |
四、Spatial and temporal distribution of trace elements in Yangtze Estuary,China: Significance of diluted setting（论文参考文献）
- [1]长江口超微型蓝细菌群落及其噬菌体分离株组成的冬夏季变化[D]. 孟雪. 山东大学, 2021(12)
- [2]磷观渤海：由陆向海磷的输送和收支及其生态环境指示意义[D]. 李梦露. 自然资源部第一海洋研究所, 2021
- [3]汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制[D]. 赵彬洁. 中国科学院大学(中国科学院武汉植物园), 2021(01)
- [4]长江口及其邻近海域Cu、Mo的地球化学行为研究[D]. 王倩. 中国地质大学, 2021(02)
- [5]黄河口和长江口白云母形态和元素地球化学特征及物源意义[D]. 樊水淼. 鲁东大学, 2021(12)
- [6]长江口及其邻近海域浮游动物休眠卵群落结构研究[D]. 刘亚男. 华东师范大学, 2020(02)
- [7]广西北部湾近岸海域氮生物地球化学过程及营养盐沉积记录[D]. 郭靖. 广西大学, 2020(02)
- [8]山东半岛近海及河口区胶体物质的地球化学特征及环境指示意义[D]. 卢玉曦. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2020(01)
- [9]互花米草入侵影响下闽江河口湿地重金属生物循环特征及其生态风险[D]. 饶清华. 福建师范大学, 2020(12)
- [10]黄河泥沙沉积物演化特征及物源示踪[D]. 陈垚. 长安大学, 2020