一、Strontium isotopic geochemistry of the Changjiang estua-rine waters: Implications for water-sediment interaction（论文文献综述）
开晓莉[1]（2021）在《清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究》文中研究指明重金属和有机氯农药（Organochlorine Pesticides,OCPs）作为两种典型的持久性有毒污染物,可在河流水环境物理、化学及生物作用下,在上覆水-间隙水-沉积物之间迁移转化,对水环境造成持久性影响,探明其在水体和沉积物中的环境行为、作用机制及健康风险具有重要意义。本研究以清水河水体和沉积物中的重金属和OCPs为研究对象,利用多元统计分析、同位素定年及数学模型等方法,对重金属和OCPs在水体和沉积物中的赋存规律、历史沉降记录、主要来源、潜在生态风险、人类健康风险、环境地球化学行为、控制因素、作用机制及吸附模型进行了系统研究,主要取得如下成果:（1）系统地对重金属和OCPs在沉积物中的赋存规律、来源、归宿及生态风险研究发现:清水河沉积物中重金属的富集倍数、地积累指数及潜在生态风险随着沉积深度的增加而在不断的降低,重金属中Cd和Hg的生态风险较大,Cr和Hg在某些断面存在负面生物毒性效应频繁发生的可能。重金属污染主要来自于人为活动产生的Cd和Hg的复合型污染。沉积物中共检出19种OCPs,检出含量范围为nd～36.527ng·g-1,检出率为79.05%,OCPs污染以DDTs和Endosulfan为主。整个河流OCPs含量总体上随着沉积深度的增加呈现增加的趋势,在15～20cm沉积范围内污染峰明显。OCPs中Endosulfan具有一定的潜在生态风险,尤其在5～10cm沉积范围内可能对生物造成潜在的危害。4类典型的OCPs（HCHs、DDTs、Endosulfan及Chlordane）污染主要来自于历史上的残留,但近些年局部地区环境中有少量林丹、三氯杀螨醇、硫丹及氯丹类化合物的输入。（2）利用210Pb同位素定年法进行重金属和OCPs的沉降记录研究,揭示了重金属和OCPs从1977～2017年期间的沉降记录,其中重金属污染与经济发展相关,OCPs与使用量相关。在1977～2017年期间,随着时间的推移沉积物重金属污染程度在不断的加剧,而OCPs污染程度基本上在不断减弱,重金属和OCPs分别在1993～2001年、1985～1993年期间污染明显。（3）研究揭示了沉积物中OCPs、重金属、理化参数及营养元素之间的赋存关系和作用机制,优选建立了重金属、OCPs吸附量与控制因素之间的函数模型。研究发现Cd与Hg、As与Pb具有相似的来源和分布规律,而Cr的富集有着较独立的形成因素,表层沉积物中TOC、盐度分别对Cd和Pb的积累和迁移有一定的影响,Cd与TOC具有亲源性,Pb释放量的增幅随盐度梯度增加呈逐渐递增趋势,且在高盐度环境下表层沉积物对DDTs拥有更大的吸附效率,而γ-HCH和HCHs的含量随着pH的增加而降低,TN和TP分别对EndosulfanⅡ和DDT在沉积物中的富集有一定的影响。重金属Cr和Pb对Endosulfan,Cd对p,p’-DDT,As对Heptachlor epoxide和DDE,以及Pb对p,p’-DDE和DDE在沉积物中的积累和富集均有一定的影响。（4）采用抽样问卷调查和实际测量的方法对清水河流域周边1600余名居民的基础、饮水及皮肤暴露参数进行研究发现:人群饮水摄入率、涉水行为频率及持续时间均受城乡、性别、年龄、季节等因素的影响而存在明显的差异,皮肤比表面积也受年龄、城乡、性别等因素的影响。（5）通过对水体重金属和OCPs通过不同暴露途径对不同人群所致潜在健康风险进行研究发现:重金属和OCPs对不同人群所致健康总风险水平在1.575×10-5～1.640×10-4a-1之间,且枯水期>春汛期>夏汛期,饮水途径>皮肤接触途径,男性>女性,人群年龄越小,所受健康风险越大,女性所受皮肤暴露健康风险相对较高,尤其是18～40岁城市女性。手部是人体通过皮肤接触途径所受健康风险最高的一个部位,且成年女性明显高于其他群体。水环境中致癌重金属为重点控制的健康风险因子,尤其是As,且枯水期为重点关注时期。以上研究成果为控制清水河重金属和OCPs污染并进行有效的风险管理提供科学依据,对治理和改善流域水环境有着重要的指导意义。
吴琪[2]（2021）在《抗生素在北部湾的分布、生物富集及其食物链传递》文中研究表明抗生素是一类具有抑菌或者杀菌活性的药物,广泛应用于人类医疗、养殖业或者畜牧业等领域。我国是世界上最大的抗生素生产国和使用国。大量的、持续性的抗生素排放会造成环境中抗生素的“假持久性”污染,对生态环境和人体健康造成潜在的危害。目前,国内外对环境中抗生素的研究主要集中在淡水,而对海洋环境中抗生素的污染特征、污染来源、生物累积和放大等的研究较少,尤其在亚热带海洋系统中。因此,本文选取22种在环境中频繁被检出的抗生素作为研究对象,以中国北部湾作为研究区域,对典型环境介质及野生生物中抗生素的浓度分布进行调查,揭示其在海水、沉积物及野生生物中的污染特征、来源途径、生物累积及营养级传递规律。本文主要结果如下:（1）建立了多种环境及生物介质中22种抗生素同步提取和仪器检测分析方法。该方法在海水、沉积物、鱼肉基质加标实验中抗生素的回收率分别为64–137%、61–164%、70–168%;方法检出限分别为0.01-0.18 ng/L、0.01-0.09 ng/g干重（dw）、0.04-0.24 ng/g湿重（ww）。（2）在海水、沉积物和生物中分别检出19种、18种、20种抗生素,其总浓度范围分别为1.74-23.83 ng/L、1.33-8.55 ng/g（dw）和0.68–4.75ng/g（ww）。海水中的主要抗生素是磺胺甲恶唑、甲氧苄啶和诺氟沙星,沉积物中的重要抗生素是诺氟沙星、依诺沙星;而依诺沙星、诺氟沙星和氧氟沙星是生物体内的主要抗生素。水和沉积物的总体抗生素水平由北部湾近岸向远海呈下降趋势,其中钦州湾和琼州海峡附近的抗生素浓度较高。不同类型生物抗生素总浓度依次为:甲壳类>头足类>鱼类。（3）抗生素在水相和沉积物相的分配系数log Kd与抗生素分子量有较好的相关性。PCA-MLR和Unmix受体模型结果表明,北部湾环境中的抗生素主要来自水产养殖和畜牧业。风险评估结果显示磺胺甲恶唑、环丙沙星可能对北部湾藻类造成一定的生态风险。不同抗生素在海洋生物中的平均生物富集因子（log BAFs）为-0.50（脱水红霉素）到2.82（磺胺间甲氧嘧啶）。磺胺嘧啶和依诺沙星的营养级放大因子（TMF）大于1,表明这两种抗生素具有生物放大特征。而恩诺氟沙星、环丙沙星、氧氟沙星、诺氟沙星、脱水红霉素和甲氧苄啶发生了生物稀释作用。
王倩[3]（2021）在《长江口及其邻近海域Cu、Mo的地球化学行为研究》文中研究表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。
杨鸿雁[4]（2020）在《湖泊浮游植物演替历史与流域人类活动的关系分析 ——以杞麓湖为例》文中指出湖泊流域内的人类活动可通过直接或间接途径影响湖泊生态系统。在过去100年中,人类活动（如工业化、城市化和农业活动）引起湖泊水质恶化、富营养化,是湖泊生态系统退化的主要原因。富营养化过程与浮游植物群落演替密切相关,因此深入了解人为活动与浮游植物群落演替的关系是必要的。自1970s末以来,云贵高原湖泊由贫中营养状态为主逐步向富营养状态转变,富营养化湖泊的数量、面积和富营养化程度呈现增长的趋势。然而,云贵湖区重度富营养化湖泊的浮游植物群落演替过程与人为活动的关系尚未完全阐明。杞麓湖是云贵高原湖区重度富营养化湖泊的典型代表,经历了低—中—富—重富营养过程,湖泊流域面积小,人为活动干扰相对简单,有利于认识浮游植物群落演替的规律及驱动因子。以杞麓湖为例,阐明生态系统脆弱区域的重度富营养化湖泊浮游植物群落演替过程及其驱动机制可为湖泊生态系统修复提供依据。本研究通过提取和分析来自杞麓湖沉积柱芯的地化指标、色素、硅藻,并在以210Pb/137Cs测年方法建立的沉积深度—年代时间序列的基础上,重建近百年来杞麓湖浮游植物群落结构演替过程,结合人类活动相关因子,进一步分析在人为活动作用下,浮游植物群落演替的过程及其驱动因子。本研究主要结论如下:1)通过2017年4月～2018年1月对杞麓湖水质及浮游植物进行季节调查发现,杞麓湖全湖年平均综合营养状态指数为68.05,处于中度-重度富营养水平。杞麓湖在研究期间为V类和劣V类水体,其中夏季和春季水质较差,其水质季节变化受外源和内源污染的共同影响。全年共检出浮游植物163种,浮游植物群落季节演替明显,优势种较为单一,各季节均以丝状藻类占优势。春季以绿藻门微细转板藻为优势,夏秋冬季均以丝状蓝藻占绝对优势。孟氏浮丝藻对低温较为敏感,水温下降不利于其生长。因此,夏季以喜低透明度富营养水体生长的孟氏浮丝藻为绝对优势种。秋季,孟氏浮丝藻优势度显着下降,优势种演替为能容忍低温低光照,溶解性总氮较高,溶解性总磷较低的富营养化水体的阿氏浮丝藻。冬季优势种仍为阿氏浮丝藻,而湖生假鱼腥藻代替孟氏浮丝藻成为次优势种。磷、CODMn、NH3-N和水温是影响杞麓湖浮游植物群落季节演替的主要驱动因子。2)根据210Pb测年CIC模式计算结果,在杞麓湖最深处采集的沉积岩柱芯代表了约130年来沉积结果,计算获得杞麓湖沉积柱样平均沉积速率为0.485 cm/a,沉积速率高。沉积物平均粒径范围在0.43～1.40μm之间,中值粒径在0.46～1.11 μm区间波动,属细粉砂黏土。且具有“细—粗—细”交替变化的模式。杞麓湖沉积粒度的变化趋势与流域的降雨量不呈同步波动变化,且沉积速率较高,这与流域内强烈的人类活动有关。杞麓湖沉积物中TN、TP、TOC和LOI550百年来均呈增长趋势,表明杞麓湖及其流域初级生产力的增加。整个沉积岩芯C/N 比值范围在9.91～30.86之间,呈内源——内外混合来源——外源——内外混合来源的变化方式,有机质来源复杂。C/N比值在1950s末期后呈持续下降趋势,而TN和TOC含量却呈增加趋势,表明杞麓湖流域大面积的农业活动及生活污水排放等人为活动的增强,造成了杞麓湖营养不断富集,浮游植物增殖加快,初级生产力提高,杞麓湖水体富营养化程度逐渐增加。3)沉积物金属元素可作为流域人为活动的代用指标。近百年来,杞麓湖各种金属元素含量、富集指数、地累积指数变化趋势呈现出明显的差异,这种差异与湖泊流域人为活动及其强度变化有关。以自然来源为主的金属元素（Fe、Al、Zn、Ni、Cr）,由于受当地水利设施的修建及流域内城市建设用地的扩大,导致流域面积地表径流入湖量的减少,而使得Fe、Al、Zn、Ni、Cr的含量和累积程度呈下降趋势。人为来源金属元素（Cd、Pb、As、Cu、Hg）受流域外的长距离大气传输及流域内产业结构改变及强度的增加,使其富集程度呈增长趋势,但增加的起始时间有明显的差异。研究认为化肥的施用,黑色金属的冶炼和制造业产生的废气排放和粉尘沉降是杞麓湖沉积物金属元素输入的主要贡献者,但对于能在大气中停留时间较长的金属元素,流域外的长距离大气传输也是不容忽视的来源。杞麓湖沉积物中Cd、Pb和As主要与农业活动相关,Hg主要与工业活动相关,Cu可能与黑色金属冶炼和制造业生产过程中机器轴承磨损、制动衬片磨损产生的废气排放和粉尘沉降有关。4)沉积物色素和化石硅藻记录反映了杞麓湖浮游植物群落演变的过程:近百年浮游植物群落结构出现了多次明显转变。硅藻群落结构演变过程分为五个阶段（约1889～1893 AD,1895～1935AD,1937～1968 AD,1970～1998 AD和2001～2014 AD）,分别代表5次规模大小不等的群落结构演变,硅藻群落结构演变结果显示为底栖硅藻（包括附生硅藻）相对丰度呈逐渐下降直至消失,优势种从贫营养到富营养种的转变,第一阶段以贫营养种Fragilariapinnata相对丰度最高;第二阶段Aulacoseira ambigua相对丰度最高,只pinnata相对丰度下降,成为次优势种;第三阶段浮游喜营养种A.ambigua相对丰度持续增加,喜清洁水体底栖硅藻为次优势种;第四阶段浮游性喜营养种类占绝对优势;第五阶段,中富营养水体种类占绝对优势,喜清洁水体底栖种类相对丰度几乎为零。杞麓湖沉积物色素含量在1930s初以前无明显变化,1970s初开始增加,约从2003年开始,所有色素含量几乎呈直线式增加。色素含量的演变与湖泊流域人类活动持续增加及杞麓湖富营养的现代过程基本一致。5)通过执行Change-point软件,分析硅藻群落和浮游植物历史数据变化趋势及其群落结构变化点。结果显示,杞麓湖硅藻群落结构及沉积物色素代表的浮游植物群落结构均出现多次明显转变,建国前的转变主要与极端气候（水灾）引起的湖泊水动力条件的改变有关。与农业有关的如围湖造田、水利工程建设、流域产业调整（大规模种植耗肥的经济作物）等人为活动造成的水体富营养化及水文改造是导致建国后硅藻群落和浮游植物群落结构发生明显转变的主要驱动力。6)沉积硅藻与环境因子进行CCA和RDA分析,结果显示,中富营养物种如A.ambigua、Cyclotella comta、Cyclotella meneghiniana、Synedra acus与人类干扰相关的环境因子（TN、TP、TOC）呈正相关关系,喜贫营养水体的Fragilaria属则多与人类干扰相关的环境因子呈负相关性,表明人为干扰及其强度是杞麓湖硅藻群落组合演变主要驱动因子。沉积物色素与沉积物金属元素进行RDA分析,结果显示,沉积色素含量与人为来源金属元素Cd、Pb、Hg和As含量变化呈正相关关系,特别是与Cd和Pb的相关性最高。总之,人为活动是杞麓湖百年来浮游植物群落演变的主要驱动因子。将不同人为活动的环境因子的代用指标与化石硅藻和沉积物色素进行多元分析,结果显示,杞麓湖浮游植物群落演变主要受农业活动中化肥农药的施用及工业活动驱动。综上所述,近百年来杞麓湖浮游植物群落发生了显着演变,从1970s开始浮游植物密度明显增加,中富营养浮游硅藻相对丰度增加,贫营养底栖硅藻相对丰度减小。农业活动中化肥农药的施用、流域人口的增加、工业活动及制造业活动是杞麓湖浮游植物群落演变的主要驱动力,人为对水资源利用和土地利用类型的变化导致的湖泊水文改变和气候条件起到叠加的作用。因此,控制和减少化肥农药的施用及提高其利用率、控制和减少人为对水资源的利用及流域内土地利用的变化等人类活动干扰仍然是控制浮游植物密度增加、控制湖泊富营养化加剧和水生态退化的主要方法。
彭谷雨[5]（2020）在《沉积环境中的微塑料 ——河口区、海岸带及深海的比较研究》文中提出自上世纪八十年代海洋塑料对海洋生物的缠绕、被海洋生物摄食等生态影响被学术界关注以来,随着世界塑料制品总产量的不断增长,排放进入海洋的塑料垃圾逐渐形成了北太平洋大垃圾带等海洋垃圾聚集区。入海的塑料垃圾会随着洋流迁移、经受阳光和波浪破碎成更小的微粒——微塑料。微塑料一般定义为尺寸小于5 mm的塑料制品,不仅在人类活动较多的河口、近岸海域的水体、沉积物、生物体中有广泛分布,在人迹罕至的极端环境下也有发现。本文基于生态风险评估框架,对微塑料在不同沉积环境中的赋存特征和来源、迁移和归趋进行了研究,并创新了采样分析方法及实验室质量控制方法,尝试建立微塑料的生态风险评估框架。本文总结了沉积物中微塑料野外采样和分析方法的操作规程,针对世界范围内数据的差异性大导致无法对比的情况,试制微塑料实验室分析标准品,并进行了实验室间对比试验,以得出数据误差的来源,为研究结果的可比性提供参考值。通过对上海市河道沉积物、长江口水下表层沉积物及柱状沉积物和深海深渊带沉积物中的微塑料分布的研究,分析阐明微塑料在河口区、海岸带和深海深渊带沉积环境中的时空变化特征和趋势,得出微塑料污染热点区域的污染状况和微塑料从源到汇的转移途径。基于以上数据,进行微塑料的生态风险评估,选择合理、有效的指标,得出微塑料的生态环境效应和生态风险评估体系。由于微塑料研究是近年来起步的研究方向,在方法学方面仍存在分析标准化及质量控制的问题。本文获得的主要结论如下:（1）本研究通过创新性地研发符合环境浓度的可定量的多聚合物、多形状、多颜色的两类微塑料标准品,并在34个微塑料实验室间开展实验室间对比实验,可量化全球范围内微塑料实验室间对于同一种微塑料分析方法的分离效率。在对同一批次标准品的聚合物种类及微塑料个数不知情的情况下,各参与实验室汇报同一批次每粒标准品中所含微塑料聚合物种类及微塑料个数。实验结果表明,各实验室均能较好地鉴定微塑料聚合物的种类,但微塑料个数的统计实验室间差异较大,相对标准偏差RSD达到29-78%。（2）对海岸带的超大城市河流及潮滩沉积物中微塑料污染状况进行了调查。来自上海市六个河道采样点和一个潮滩采样点的所有沉积物样品中都含有微塑料污染。人口密集地区附近河道中的微塑料丰度比上海郊区的潮滩沉积物中微塑料丰度高出一到两个数量级。六个河道沉积物站位中的微塑料平均丰度为802个/kg干重。河道沉积物中的微塑料的特征与潮滩中的微塑料特征明显不同。在所有河道沉积物中,白色球形占主导,而潮滩中的纤维和碎片数量多于球形微塑料。本研究证实了河流输入是河口微塑料的主要来源。（3）长江口表层沉积物中微塑料研究结果表明,长江口沉积物中存在微塑料污染,微塑料丰度为20-340个/kg干重。其中,上海东南部的白龙港污水处理厂附近的站位微塑料含量最高。上海东南岸附近站位的微塑料丰度远高于长江口的其他区域。显微红外光谱仪鉴定出人造丝、聚酯纤维和丙烯酸以及其他三种塑料聚合物,均为衣物原料中常见的纤维,这表明沉积物中微塑料的主要来源可能是衣物洗涤。（4）长江口柱状沉积物中微塑料的研究中,仅在沉积物重力柱90 cm以上的深度检测到微塑料,微塑料的最大丰度出现在重力柱顶部16 cm处。沉积柱表层4-16 cm处的微塑料含量为180个/kg干重沉积物,由我国塑料开始生产时间判断,该重力柱84 cm的沉积物年龄在1950年代左右。对比其他测年方式,这项研究表明,多方法综合测年可以建立近百年来的高分辨率年代框架,并提出微塑料的检出深度可能具有年代学意义。（5）本研究在三个世界最深海沟的沉积物中发现了丰度较高的微塑料,平均丰度为71.1个/kg干重,表明微塑料已经在地球最深角落的底部积累,使得深渊海沟成为进入海洋的微塑料重要的储存库。本研究提供了关于深渊环境（深度达10890 m）的微塑料污染的基础数据,证实了微塑料污染已到达全海深。微塑料从海水表层输送到深渊海沟的一系列过程机制为微塑料从大洋海水表层到海底的垂直输运过程提供了答案。（6）本研究对上海市河流及潮滩沉积物中的微塑料生态风险利用聚合物单体毒性进行了生态风险评估。同时,还利用了近年来新近提出的总体暴露途径（Aggregate Exposure Pathways,AEP）框架开展微塑料的风险评估,利用本研究取得的河口区、海岸带和深海带微塑料赋存特征,对现有数据进行整合,阐明AEP框架用于微塑料评估时仍需要填补的数据。
刘睿[6]（2019）在《渭河陕西段水沙变化对河流水质及细菌群落结构多样性的影响》文中研究表明中国河流普遍多沙。泥沙颗粒作为化学物质与微生物的载体,是陆地、地表水与沉积物物质能量信息流通的重要媒介,也是流域内部地球生物化学过程的重要参与者。由于河流泥沙来源复杂多样,且其迁移变化往往伴随着不同生境间的物理化学性质改变,加上传统微生物研究手段的局限性,颗粒物所带来的微生物生态影响往往难以被清晰的认识。本研究围绕“河流泥沙-水质-细菌群落生态效应”这一核心问题,选取渭河（陕西段）作为季节性多泥沙河流的代表,首先通过采样分析考察了悬浮物与沉积物的颗粒理化特征和溶解态与颗粒态有机物、氮、磷的时空变化规律,探明了渭河（陕西段）的水沙环境变化模式。在此基础上,采用末端限制性长度多态性（T-RFLP）和Illumina Miseq高通量测序技术解析了浮游细菌群落与沉积物细菌群落组成与多样性在不同水文时期的空间分布模式,通过CCA、RDA等方法识别了细菌群落变化的关键环境驱动因子,并辨析了泥沙浓度、氮磷含量、粒度特征等对水和沉积物细菌群落变化的贡献程度。最后,进一步探析了由颗粒迁移联通的流域不同生境之间的细菌群落组成与多样性差异,及颗粒特征变化在其中的贡献程度。从而系统阐明了泥沙变化对河流水质与细菌群落结构和多样性变化的影响。相关结果可以为渭河及同类季节性多泥沙河流水生态环境保护与管理提供新的依据和视角。本研究取得以下主要成果:（1）研究期渭河（陕西段）流域悬浮颗粒物浓度介于0.003g/L16.332g/L之间,丰水期干流TSS浓度均值是平水期的23倍、枯水期的58倍,悬浮颗粒物以粘粒和细粉砂为主（d（0.5）=7.34μm）。上游及北岸支流雨洪、关中流域农业非点源、城市市政排污和雨水径流是渭河（陕西段）TSS的主要来源,它们在不同水文季节的相对贡献差异,决定了TSS不同的空间变化规律。渭河干流2014年丰水期泥沙表现出在宝鸡段发生沉积,咸阳-西安段冲淤交杂,接受北岸支流来沙后最终在渭南段再次沉积的过程。不同河段的泥沙冲淤变化造成了沉积物粒度特征的空间差异。（2）丰水期渭河干流上游来沙TN与TP含量分别为11.28g/kg和5.31g/kg,泾河携沙TN与TP含量为8.21g/kg和4.65g/kg,氮磷含量丰富。这些外源颗粒使咸阳周至-渭南潼关段渭河干流颗粒态CODCr、TN和TP的占比达到49.3%、40.8%和98.8%,分别是其它时期CODCr、TN和TP颗粒态浓度的9、59和15倍,同时溶解态复杂有机物和溶解态有机氮的比例增加。RDA分析表明,TSS是不同时期水质变化的关键解释因子,对平、枯、丰三个水文季节综合水质变化的单独解释度为28.1%、2.0%和7.3%。相对于粒度特性,丰水期悬浮颗粒物浓度及颗粒TN、氨氮含量对河流水质空间变化的影响更为显着。河道水沙变化过程与流域土地利用方式共同塑造了不同水文时期渭河（陕西段）的水质空间格局。（3）浮游细菌群落Shannon多样性在1.422.91之间,整体呈现丰水期>平水期>枯水期的关系。细菌群落结构的季节变化大于空间变化,且在变化中维持着稳定的“核心”优势菌群,其中包含很多降解污染物的功能性物种,表明了渭河水体潜在的自净能力。TSS、溶解态TP和C/N比是不同季节渭河浮游细菌群落变化的关键驱动因子,其中TSS在平、枯、丰三季可以单独解释12.5%、23.5%和9.4%的细菌群落变化。丰水期高悬沙水体中变形菌门（Proteobacteria,46.7%56.4%）和拟杆菌门（Bacteroidetes,27.2%33.4%）为绝对优势门类,变形菌门中又以β-变形菌纲相对丰度最高,且干流δ-变形菌纲（4.99%6.29%）和?-变形菌纲（0.98%7.72%）的相对丰度高于其它大多数地表水。丰水期浮游细菌群落对32-63μm颗粒体积占比变化最敏感,不同菌群对不同粒度区间有特殊偏好。TSS浓度在丰、平、枯三个水文季节中,与同汛期雨洪、农业非点源和城市污染源相关的污染物降解菌群或指示菌群相对丰度存在显着相关关系。颗粒物的存在对增加平水期功能菌群占比具有积极意义,并在丰水期巩固“核心”浮游菌群的同时增加致病菌带来的河流健康风险。（4）沉积物细菌群落Shannon多样性指数介于1.053.18之间,在除丰水期外的大部分时期高于浮游细菌群落。颗粒为沉积物细菌群落提供了更复杂多样的生存空间。非度量多维尺度分析（NMDS）分析表明,不同水文季节里细菌群落在表层水和沉积物两类生境中存在明显分型,两类细菌群落具有不同的空间与季节演替方向。丰水期流域沉积物细菌群落优势T-RF从21/26条增加到31条,优势菌群种类更加丰富,且复杂的冲淤过程增加了沉积物细菌群落组成与多样性的空间差异。较粗的粒径与较高的重金属污染压力,使平水期西安段沉积物细菌群落多样性（2.37）低于干流其它点位,并出现代表金属耐受性菌群的优势T-RF片段。枯水期西安段沉积物颗粒是致病菌的“收纳所”,并为下游水体造成长期健康风险。多元直接梯度分析结果表明,在多类环境因子中,沉积物氮磷含量及粒度特征对细菌群落变化的影响程度在平水期和枯水期最为突出。（5）丰水期滨岸土壤细菌群落Shannon多样性高于浮游细菌群落与沉积物细菌群落。三类生境中细菌群落在门水平上的组成十分相近,但不同菌群的相对丰度有异,且此差异在精细的分类水平上表现更为充分。浮游细菌群落与土壤细菌群落在不同分类水平上均表现出更高的Bray-Curtis相似度。三元图分析表明ε-Proteiobacteria和Sphingobacteria在表层水中的丰度明显高于其它两类生境;Bacilli、Bacteriodia、Clostridia、Synergistia和Themoleophilia在沉积物样本中的丰度更高,而Nostocophycideae、Synechococcophycideae、Spartobacteria、Chloracidobacteria和Solibacteres在河滨土壤样本中的丰度更高。三种生境里都存在具有生境独特性的高丰度物种,且沉积物与土壤中数量比表层水更加丰富。汛期陆源物质输入与沉积物再悬浮对维持渭河浮游细菌群落中的低丰度物种具有重要意义,而流域土壤对稳定浮游细菌群落结构的贡献比沉积物更大。颗粒物硝氮含量与粒度特征指标可以解释研究区域三类生境间65.5%的细菌群落变化。粒度多样性和中值粒径是所选颗粒物理化性质指标中,影响丰水期渭河浮游细菌群落、沉积物细菌群落、土壤细菌群落结构差异最关键的因子。
王汉欣[7]（2019）在《新建水源地典型污染物赋存特征研究 ——以太浦河金泽水源地为例》文中研究说明随着经济的高速发展,人类生产生活中向水体排放的污染物日益增多,人们对于饮用水源安全的关注度也随之越来越高,探究水源地的典型污染物赋存特征对于控制和保障水源地水质安全具有重要意义。本研究选取新建饮用水水源地——金泽水库为研究对象,探究金泽水库水源地及其附近区域中以氮、磷和DOM为代表的传统污染物质以及以抗生素为代表的新兴污染物的分布特征与潜在风险,根据不同土地利用类型以及河流分布状况,在太浦河、工业区、农业区、居民生活区、养殖区和金泽水库库区共设置16个采样点,通过实际调研和四个季度的采样工作,系统的研究典型污染物在研究区内的时空分布特征,DOM的组成成分和赋存特征,抗生素在水体和沉积物之间的分配行为,并探究抗生素对于DOM的影响。本研究采用国标法测定常规水质指标并进行水质评价,通过计算氮磷比、综合营养状态指数评估水体富营养化状况。采用固相萃取和超高液相色谱-三重四级杆质谱联用仪对22种抗生素进行研究,同时开展抗生素生态风险评估和优先控制抗生素筛选。采用三维荧光光谱结合平行因子分析法对FDOM的分布特征进行研究。设计荧光滴定实验用以研究抗生素对DOM的影响。基于以上研究,对金泽水库及周边区域水环境中典型污染物的赋存特征和环境行为具有深刻认识。研究结果如下:（1）金泽水库及周边区域水环境全年水质处于II～V类,库区除TN外均属于II类水质。水体TN含量处于较高水平,NH4+-N含量较低,TP和CODMn处于较高含量水平,呈现出区域性和季节性差异。富营养化评价结果表明:在大部分时间和区域藻类生长处于P限制状态,并随着时间改变由P限制转向氮磷共同促进状态,最终部分转向N限制状态。富营养化水平在贫营养到高度富营养状态之间波动,大部分属于中营养状态;从时间变化来看,呈现出秋季>夏季>春季>冬季的趋势。（2）金泽水库及周边区域水环境抗生素赋存特征:水体中检出16种抗生素,检出率在50%以上,检出浓度在77.651862.31ng/L之间,磺胺类和四环素类是最主要的抗生素污染;沉积物中检出17种抗生素,检出率接近或高于50%,检出浓度在41.80～476.23ng/g之间,喹诺酮类、β-内酰胺类和四环素类是最主要的抗生素污染。抗生素含量具有区域和季节性差异,养殖区和生活区高于其他区域,春季和冬季高于夏季和秋季。水体-沉积物之间的抗生素分配系数呈现出:喹诺酮类>β-内酰胺类>大环内酯类>四环素类>磺胺类>其他类。风险熵值评价表明,水体中红霉素（Ergomycin,ETM）、恩诺沙星（Enrofloxacin,EFX）、磺胺嘧啶（Sulfadiazine,SDZ）、诺氟沙星（Norfloxacin,NFX）、四环素（Tetracycline,TC）、强力霉素（Doxycycline,DC）处于中度风险或高风险中,冬季风险最大,春季和秋季次之,夏季风险最小;优先控制抗生素筛选结果表明:沉积物中SDZ相比于其他抗生素具有更高的富集潜能,CFX具有污染降低趋势。（3）金泽水库及周边区域水环境DOM赋存特征:水体DOC浓度在5.50～25.00mg/L之间,a（350）在2.69～8.50m-1之间（a（350）用以表示CDOM的量）,赋存变化较大,同时DOC和DOM含量具有区域和季节性差异;水体SUVA254在0.63～2.52L/（mg·m）之间,芳香化程度表现出秋季最高,春季和冬季次之,夏季最低。三维荧光光谱结合PARAFAC分析表明:水体FDOM由三种组分组成,分别是:组分1（C1,Ex/Em=230/345nm）芳香族蛋白质;组分2（C2,Ex/Em=230、275/320nm）紫外区的类色氨酸类荧光组分;组分3（C3,Ex/Em=245/430nm）可见光区的类腐殖质类物质。分布特征为:冬春夏秋四个季度,C1组分相对荧光强度在0.19～21.50Ru之间波动,并未呈现显着季节性差异（p>0.05）;C2:未呈现出显着季节性差异（p>0.05）,在秋季检出率62.5%,并且检出量较大,表现出水库及下游地区高于其他区域的特征;C3在0.05～5.44Ru之间波动,含量变化较大,组分C3呈现出秋季极显着性（p<0.01）高于冬季、春季和夏季。总荧光强度呈现出:上游>水库周边>下游>水库的趋势,从土地利用类型来看,冬季、春季和夏季均呈现出:工业区、居民生活区和农业区荧光强度高于库区和养殖区。生物指数（biological index,BIX）、腐化指数（humification index,HIX）和荧光指数（fluorescence indix,FI）分析表明研究区水体新生DOM较多、腐化程度低且具有内源产生特性。通过相关性分析表明温度、pH和DOC含量与C3组分有显着的正相关光关系;SUVA254与C1和C2呈正相关。（4）抗生素对DOM的影响:采用平行因子分析法解析DOM的EEMs数据得到四种荧光组分:组分C1（Ex/Em=290/445nm）,组分C2（Ex/Em=290/500nm）,组分C3（Ex/Em=275/460nm）三个胡敏酸组分和组分C4（Ex/Em=230/440nm）一个富里酸组分。通过荧光滴定实验研究磺胺嘧啶（SDZ）、泰乐菌素（TYL）、四环素（TC）、诺氟沙星（NFX）和强力霉素（DC）对DOM中荧光组分的影响,结果表明:SDZ、TYL和DC对于DOM的C3组分具有猝灭效应,浓度越高猝灭效应越强;对于从C1和C4组分具有增强效应。TC会显着增强DOM中C2组分的荧光强度,同时使C峰右移;组分C4的荧光强度随着TC浓度的增加而增强。NFX对于C1、C3和C4的荧光强度有增强效应。一定浓度DOM的C3组分在SDZ和TC两种抗生素处于高浓度时可以完全被猝灭。TYL和DC在高浓度时可部分猝灭C3组分;C4组分在TC处于低浓度时可部分猝灭。
周婧[8]（2017）在《河口海岸带铀的地球化学行为探讨 ——以长江口和海南老爷海为例》文中研究说明天然铀系衰变链中母体和子体核素的放射性不平衡特征及其衰变周期,可以用于从不同的时间尺度研究水环境中的物质循环、滞留、输送、归宿等过程,对于更好地理解全球生物地球化学循环具有重要作用。由于环境中母体铀含量是衡量子体不平衡程度的标准,因此,掌握水环境的铀时空分布特征及其变化规律是使用铀系核素进行生物地球化学过程研究的前提条件。其中,河口海岸带环境条件复杂,使得铀的地球化学行为和输运特征发生改变。进而,理解陆源淡水-海水混合区对铀行为的影响是更好地利用铀系核素示踪环境过程的关键。本论文选取长江口和海南老爷海作为研究区域,分析长江口各个结构单元（淡水端元、咸淡水混合区和潮间带）以及老爷海的铀浓度和234U/238U 比值的时空分布,研究河口海岸带溶解态铀的非保守行为,揭示河口海岸带颗粒态铀的释放过程、再循环海水排放和氧化还原环境等因素对溶解态铀地球化学行为的影响。（一）通过分析2010年1月至2011年12月期间每月采集的长江口淡水端元表层水体中的溶解态铀和常量离子浓度,计算输入河口区的溶解态铀通量,探讨长江溶解态铀的主要来源及其在迁移过程中的控制因素。结果表明:长江口淡水端元溶解态铀的浓度范围为（1.32-4.06）nmol/L,呈现出枯季浓度高、洪季浓度低的季节变化,溶解态铀浓度和月径流量呈现负相关性（r=-0.83,p<0.05）;水体234U/238U活度比值在洪季和枯季分别为1.374±0.007和1.424±0.007,均处于全球较高水平。长江的溶解态铀与钠、镁和碳酸氢根离子均呈较好的正相关性,说明碳酸岩和蒸发岩风化共同构成长江溶解态铀的主要来源。长江中溶解态铀的累积和迁移过程在洪季和枯季分别受到磷酸根和碳酸根配体的控制。长江输入河口的溶解态铀年通量为（2.3±0.2）×106 mol/yr,占全球河流总量的10%,远高于径流量对全球贡献的比例2.4%。（二）通过对2011年7月、2012年3月和7月、2013年3月和8月、2014年1月采集的长江口咸淡水混合区表层水体中溶解态铀浓度和234U/238U活度比值分析,发现长江口溶解态铀的非保守行为既存在季节变化,也存在年际变化:1)2011年7月和2012年7月的洪季航次观测到长江口的溶解态铀在保守线附近波动,但234U/238U 比值与保守值相比系统升高,表明长江口呈现溶解态铀的“伪保守”行为;但是,2013年8月的洪季航次观测到溶解态铀在整个盐度梯度上发生清除。2)在枯季（2012年3月、2013年3月和2014年1月）,低盐度区溶解态铀呈现出与保守值一致或者高于保守值的现象,而234U/238U比值统一低于保守值,说明存在溶解态铀的“伪保守”行为;相反,中高盐度区溶解态铀呈现过剩现象,234U/238U 比值落在保守线上,过剩铀浓度与悬浮颗粒物浓度具有强正相关性（r=0.95,p<0.01）,说明悬浮颗粒物很可能是过剩铀的主要来源。表层沉积物连续提取实验结果表明,颗粒物可解吸态铀和碳酸盐结合态铀组分共能释放2.0 μmol/kg颗粒态铀进入长江口水体;这部分颗粒态可释放铀具有低234U/238U比值,引起水体的234U/238U比值低于保守值。而中高盐度区,水体和颗粒物可释放铀的234U/238U比值趋于一致,很可能是铀在水相和颗粒相之间频繁交换的结果。长江口颗粒态铀释放通量为（1.2±0.4）×105 mol/yr。（三）2012年10月至2013年10月期间,分季节采集崇明东滩出露期的上覆水、间隙水,和涨落潮期间的潮沟水样品,通过分析溶解态铀浓度、SO42-/Cl-摩尔比值和溶解氧等参数,探讨潮滩沉积物对长江口水体溶解态铀的影响。潮滩出露期间,上覆水主要呈现溶解态铀的过剩现象;过剩铀浓度在0.25-17 nmol/L之间,并且随着SO42-/Cl-摩尔比值升高而升高,说明沉积物向上覆水释放铀的过程与硫化物氧化过程同时发生;除了在夏秋季节,中潮滩的上覆水体呈还原环境且过剩铀水平降低,沉积物中硫的氧化过程与铀释放过程无关。间隙水垂向剖面上出现次表层（即-5 cm层）溶解态铀峰值,进一步说明溶解态铀由间隙水向上覆水扩散。落潮期间,潮沟水体过剩铀浓度在0.17-6.4 nmol/L之间,说明落潮水体携带了潮滩出露期沉积物释放的铀进入长江口水体。（四）2014年4月采集海南老爷海表层水、间隙水以及周围地表径流和井水样品,通过对溶解态铀浓度和234U/238U比值进行分析,探讨海岸带澙湖环境因素对铀地球化学行为的影响。陆源淡水（河水和井水）的溶解态铀浓度平均值为0.107±0.003nmol/L,234U/238U比值平均值为1.050±0.035,均处于全球陆源淡水的低水平范围。通过对澙湖岸边沉积物中间隙水垂向剖面的时间序列观测,发现落潮到低潮憩期间沉积物可渗透层水体中溶解态铀浓度升高,说明地下水携带高浓度的溶解态铀流入澙湖,是澙湖水体溶解态铀过剩的主要原因;同时,由于不同盐度地下水样品的234U/238U 比=值均处于澙湖水体的保守混合线附近,且实测的澙湖水体234U/238U 比值与理论保守值一致,说明再循环海水是过剩铀的主要来源。通过非保守铀质量平衡模型估算,再循环海水向澙湖排放溶解态铀的速率为158±22 mol/d,还原环境造成溶解态铀的清除速率为92±3 mol/d,潮汐循环过程中向外海输出溶解态铀的速率为66±9 mol/d。综上所述,本论文将高精度234U/238U比值的示踪作用应用于陆源淡水-海水混合区,展示了陆海界面溶解态铀的非保守行为,进行了溶解态铀的源汇分析,估算了溶解态铀的添加通量,探究了使用铀同位素评估再循环海水排放量的方法。另外,通过连续两年每月一次对长江口淡水端元的观测,精确估算了由长江输入河口区的溶解态铀年通量。研究结果表明,河口区溶解态铀行为受颗粒态铀释放过程的显着影响,而海岸带更多受到其它因素的影响（如再循环海水排放过程）。由此,本研究拓展了对河口海岸带铀地球化学行为控制因素的理解,以期为使用放射性不平衡手段进行物源示踪、物质迁移速率评估和地球年代学研究提供参考依据和理论储备。
潘大东[9]（2017）在《全新世长江口沉积记录中的陆海相互作用界面—河口锋的位置迁移及机制分析》文中指出全球冰川加速融化,海平面加速上升,长江输沙量骤减,将导致长江三角洲地区风暴潮、沿海低地和海岸湿地淹没、海岸侵蚀和盐水入侵等一系列自然灾害风险增加。长江三角洲人口密集、经济发达,是中国经济发展最快的地区之一。自然灾害加剧将成为经济发展的制约因素之一,迫切要求我们寻找应对措施。全新世在气候和海平面等作用下,长江口经历的陆海作用过程变化丰富,研究全新世河口界面的迁移,有利于理解当前和未来海平面上升和气候变暖背景下该区陆海相互作用及河口动力沉积与生物地球化学过程响应,有利于深刻认识海平面上升造成的实际影响。因此,本研究在长江口下切古河谷获取5个全新世钻孔,进行岩性、粒度、AMS14C年龄、TOC、TN和δ13C等分析测试,部分钻孔还进行了有孔虫分析,同时收集长江流域悬沙、长江口及邻近陆架表层沉积物和钻孔沉积物的有机碳分析测试结果,在弄清长江口表层沉积物C/N和δ13C分布特征及与河口界面关系的基础上,判别分布于长江三角洲顶部到前三角洲的7个钻孔沉积物全新世的有机碳来源和动力沉积变化及分析不同阶段各钻孔与河口锋位置关系,试图揭示全新世长江口河口锋位置迁移过程,并探讨其与海平面、季风气候及三角洲演变的关系。河口区由陆向海可划分为3个水团区域:径流水、混合水和分层水,混合水与分层水之间为河口锋洪季界面。其中,流域输入的悬沙、河口径流水和混合水表层沉积物的δ13C值大多小于-24‰,反映陆生植物或淡水藻类有机碳来源;河口分层水和浅海表层沉积物的δ13C大于-24‰,反映海洋藻类有机碳来源;因此洪季河口锋是现代表层沉积物有机碳陆海来源的重要边界,反映陆源输入有机质大多被该锋面拦截而不能向外海输送。各个钻孔在12-10 cal.ka BP期间C/N和δ13C均反映陆源有机质主导,河口锋还未进入古河口湾。低海平面对河口锋位置起到控制作用。同时快速转强的东亚季风导致河流作用加强,长江入海径流在古河谷的通道挟持作用下产生强劲的下泄力,也可能减缓河口锋向陆迁移的速度。约9 cal.kaBP,位于现三角洲平原的NT和HM孔为陆源有机质主导,位于崇明岛的CM97孔、北支口门附近的HZK1和前三角洲的ZK9孔转变为海洋有机质主导,因此河口锋在HM孔与CM97孔之间,从浅海陆架跳跃式迁移到长江三角洲中下部地区,记录了 9 cal.ka BP前后MWP1C全球性海平面快速上升事件及其影响下的古潮流显着增强对长江口陆海相互作用的影响。在其后的中晚全新世,河口锋长期处于HM孔与CM97孔之间,直到约1.0 cal.ka BP,向海迁移至HZK1孔与HZK8孔之间。0.4 cal.ka BP以来,继续向海推进到HZK8孔与ZK9孔之间。由此可见,尽管～8-6 cal.ka BP期间海平面仍然快速上升了大约10 m,长江口陆海相互作用的界面却没有向古河口湾内入侵,反映了全新世大暖期期间长江入海径流强盛。6 cal.kaBP以来,海平面已经基本稳定,河口界面却没有向海推进,推测与季风衰退、入海径流减弱和强潮型河口湾有关。近千余年来锋面向海推进,反映了巨大的古河口湾已经基本充填,河口界面向口外迁移。该过程也应与近千年来三角洲在人类活动作用下加速进积有关。长江口全新世钻孔沉积物有孔虫丰度和有机碳指标所揭示的长江河口锋位置迁移过程较为一致,说明长江口河口锋对河口生物地球化学过程具有指示意义。河口锋内外侧有不同的沉积构造特征,外侧较细,以均质泥和粉砂质泥为主,内侧较粗,以泥质粉砂、粉细砂和细砂为主。此外,长江口全新世钻孔沉积物C/N变化范围2.6-23.7,平均值仅7.8,其中3个钻孔最小值小于4,反映河流携带入海的有机碳经历了矿化、再矿化作用和腐殖质作用等早期成岩过程改变,也反映了大河流域物质输运入海较缓慢的特征。
周凤霞[10]（2016）在《从海岸带到深海部分化学参数的环境特征与指示意义》文中研究表明中国海域类型多样,生态环境复杂。由于人类活动的影响,渤海环境污染严重。黄河的悬浮颗粒物是渤海表层沉积物的主要来源,对渤海环境影响较大。渤海海洋环境质量公报显示,莱州湾西南部营养盐污染严重。东海是中国海域的高初级生产力区,陆源输入及外海水活动影响明显,且具有较明显的季节变化特征。台湾东部海域水体较深,黑潮主轴流经此区域,向北跨过宜兰海脊后进入东海,对东海的生态环境影响显着。这些区域的痕量金属、生源要素等化学参数的环境特征复杂,通过分析它们的地球化学特征,可以揭示陆海相互作用的具体情况,对于了解化学参数的生物地球化学过程以及海洋环境的保护有重要的科学意义。痕量金属是影响生态系统健康状况的重要参数,它们具有毒性、难降解性和生物放大效应,是人们普遍关注的环境指标。生源要素是生态系统的物质基础,生物活动过程中吸收或产生的有色溶解有机物（CDOM）、叶绿素a（Chl a）、磷以及其他相关物质都在生态系统中起非常重要的作用。本学位论文以莱州湾海岸带、东海陆架和台湾东部黑潮主流经海域为研究区域,以痕量金属（Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn）、CDOM、Chl a、磷、碳氮稳定同位素等参数为研究对象,系统研究了它们的分布特征、来源、迁移转化机制、环境污染状况、影响控制因素等情况;另外还对台湾东部黑潮主流经海域沉积物-海水界面生源要素的交换通量进行了研究。通过上述研究,获得了一系列新的结果和认识:（1）从海岸带到深海的不同区域,部分化学参数所反映的陆海相互作用的情况多样:黄河口悬浮颗粒物中痕量金属的地球化学特征受海洋影响较小;莱州湾西南部近岸海域的Chl a受到一定程度的陆源影响;东海水中的CDOM和沉积物中的部分生源要素受陆源输入和外海水入侵影响明显;台湾东部黑潮主流经区域水中的CDOM受陆源影响较小,该区域沉积物-海水界面生源要素的交换对黑潮输送生源要素的影响也较小。黄河口悬浮颗粒物中痕量金属Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的总量及形态组成的分布情况较稳定,说明受海洋影响较小。位于莱州湾西南部的小清河、弥河和虞河具有较高的Chl a浓度,它们邻近海域的Chl a浓度随着离岸距离的增加普遍降低,表现出一定程度的陆源影响。在东海陆架的北部区域,水中高浓度的CDOM、沉积物中较高浓度的松散结合态磷（Ads-P）、铁结合态磷（Fe-P）和有机磷（OP）都能够达到离岸较远的海域,表现出高强度的陆源输入影响;沉积物中δ13C的分布情况反映出外海水在东海陆架的北部区域有入侵现象。台湾东部黑潮主流经海域的水体是东海水体的主要来源。该区域水中的CDOM浓度普遍较低,表明受陆源影响较小。该区域沉积物-海水界面的生源要素交换通量普遍处于较低水平,可能对黑潮输送生源要素的影响不大。（2）在莱州湾海岸带的不同区域,不同化学参数所反映的环境质量状况有差异。黄河口悬浮颗粒物中痕量金属的地球化学特征显示该区域的环境质量状况基本较好;莱州湾西南部海岸带表层水中的Chl a显示该区域存在一定程度的富营养化。黄河口悬浮颗粒物中的Cd、Cr、Cu、Pb和Zn基本上均满足海洋沉积物一类标准,Ni具有潜在的生态风险。除Cd和Ni外,所研究的其他颗粒态痕量金属的易迁移的形态比例普遍小于2%,具有较低的生态风险。颗粒态痕量金属Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn综合作用对环境产生毒害效应的概率为21%,综合生态风险较低。黄河口颗粒态痕量金属Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的入海通量分别为0.0081×103、2.11×103、0.98×103、1.10×103、1.01×103和2.64×103 t yr-1,远低于1980s的入海通量。其中一个重要原因是早期的入海通量数据是基于黄河口上游约100 km处利津站位测得的数据计算得出的,悬浮颗粒物在从利津向黄河口输送的过程中,有相当一部分沉降到河床上,早期的研究高估了黄河颗粒态痕量金属的入海通量,本研究计算得到的黄河颗粒态痕量金属入海通量更接近实际。基于Chl a浓度的分布情况发现,莱州湾西南部沿岸入海河流以过度和高度富营养化为主,邻近海域以低度富营养化为主。莱州湾沿岸河流的输入会给邻近海域提供丰富的营养盐,可能导致莱州湾近岸海域富营养化程度升高。控制莱州湾沿岸入海河流的营养盐浓度将有利于邻近海域的环境保护。（3）在东海陆架,表层沉积物中部分生源要素的季节变化明显,陆海综合作用是导致它们发生季节变化的主要原因。东海陆架表层沉积物中的TOC、TN、不同形态磷等生源要素普遍具有明显的季节变化特征,主要是由陆源输入、外海水活动、水动力条件、初级生产、生物降解等环境条件的改变所致。东海陆架表层沉积物中TOC、TN、Ads-P、OP和生物可利用性磷（Bio-P）的浓度普遍在春季高,自生磷（Au-P）和碎屑磷（De-P）的浓度普遍在秋季高。秋季东海陆架表层沉积物中δ15N的平均值明显高于春季。这些参数的季节变化由陆海相互作用引起的环境条件改变所致。春季,东海陆架的初级生产力较高,导致沉积物中有较高浓度的TOC、TN、OP和Bio-P。经过夏季和秋季,部分有机质发生降解,导致秋季东海陆架表层沉积物中TOC、TN、OP和Bio-P的浓度普遍降低。在有机物降解的过程中,N稳定同位素会发生分馏,导致东海陆架表层沉积物中δ15N的季节变化明显。沉积物中有机质的降解需要消耗大量氧气。然而在春末夏初,由于长江冲淡水和台湾暖流的混合以及强烈的阳光辐射,东海陆架北部区域的水体分层严重,水体底部有机物分解需要的氧气得不到补充,导致缺氧现象发生。在缺氧环境下,沉积物中部分Fe-P被还原,造成东海陆架北部区域Fe-P的浓度在秋季普遍降低。经过春季和夏季浮游植物初级生产的消耗,浅层水体的营养盐被消耗殆尽,浮游植物在秋季倾向于利用深层水体的营养盐,导致沉积物中部分Ads-P因与水体中的磷维持平衡而释放。秋季Au-P浓度的增加与生物碎屑的沉降以及OP的转化有关。东海陆架的水体在秋季活动较剧烈,导致表层沉积物粒度变粗,因而造成De-P浓度普遍在秋季高。中国南方的强降雨也可能与De-P浓度的升高有关。秋季东海陆架近岸海域表层沉积物中Fe-P、OP和Bio-P的浓度普遍高于春季,主要原因是中国南方在夏季和秋季的强降雨导致地表冲刷作用强,有大量的Fe-P、OP和Bio-P在秋季随陆源径流输送入海并在近岸海域沉降。
二、Strontium isotopic geochemistry of the Changjiang estua-rine waters: Implications for water-sediment interaction（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、Strontium isotopic geochemistry of the Changjiang estua-rine waters: Implications for water-sediment interaction（论文提纲范文）
（1）清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 OCPs和重金属污染物概述 |
| 1.2.1 OCPs |
| 1.2.2 重金属污染物 |
| 1.2.3 重金属和OCPs在环境中的迁移转化 |
| 1.3 水体和沉积物中OCPs污染研究现状 |
| 1.3.1 水体中OCPs污染研究现状 |
| 1.3.2 沉积物中OCPs污染研究现状 |
| 1.4 沉积物中重金属污染研究现状 |
| 1.5 水环境健康风险研究现状 |
| 1.5.1 水环境健康风险评价 |
| 1.5.2 人群暴露参数研究 |
| 1.6 需要进一步研究的问题 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究的主要内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 研究区概况与实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 流域自然地理概况 |
| 2.1.2 流域和河道特征 |
| 2.1.3 流域水文要素 |
| 2.1.4 重金属、OCPs残留概况 |
| 2.2 采样点位的布设及样品采集 |
| 2.2.1 采样点位的布设 |
| 2.2.2 样品的采集 |
| 2.3 样品的处理与分析 |
| 2.3.1 理化参数和营养元素 |
| 2.3.2 OCPs的测定 |
| 2.3.3 重金属的测定 |
| 2.3.4 沉积柱定年测试及计算方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 沉积物中重金属的赋存特征、影响因素及生态风险研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 清水河沉积物中理化参数、营养元素及重金属的分布特征 |
| 3.2.1 表层沉积物理化参数和营养元素的分布特征 |
| 3.2.2 沉积物中重金属含量与分布 |
| 3.3 清水河表层沉积物重金属赋存的影响因素及作用机制 |
| 3.3.1 沉积物理化参数、营养元素对重金属赋存的影响 |
| 3.3.2 沉积物中重金属来源及分析方法 |
| 3.3.3 沉积物重金属赋存的控制因素及函数模型构建 |
| 3.4 清水河沉积物中重金属来源分析 |
| 3.4.1 沉积柱中重金属相关性分析 |
| 3.4.2 沉积柱中重金属主成分分析 |
| 3.4.3 沉积物中重金属元素聚类分析 |
| 3.4.4 重金属沉积历史与区域GDP及人口变化的关联分析 |
| 3.5 沉积物中重金属的潜在生态风险分析 |
| 3.5.1 沉积物重金属污染程度评价 |
| 3.5.2 沉积物重金属潜在生态风险评价 |
| 3.5.3 沉积物重金属潜在毒性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 沉积物中有机氯农药的赋存特征、影响因素及生态风险研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 沉积物中OCPs的含量、污染特征及历史沉降记录 |
| 4.2.1 表层沉积物中OCPs的含量与污染特征 |
| 4.2.2 沉积柱中OCPs的含量、污染特征及历史沉降记录 |
| 4.3 沉积物中OCPs的组成及来源解析 |
| 4.3.1 HCHs的组成及来源解析 |
| 4.3.2 DDTs的组成及来源解析 |
| 4.3.3 Chlordane的组成及来源解析 |
| 4.3.4 Endosulfan的组成及来源解析 |
| 4.4 OCPs的归趋及作用机制 |
| 4.4.1 OCPs各组分之间的相关性分析 |
| 4.4.2 OCPs的主成分分析 |
| 4.5 沉积物对OCPs吸附的控制因素及模型构建 |
| 4.5.1 沉积物理化参数、营养元素对OCPs吸附影响及模型构建 |
| 4.5.2 沉积物中重金属对OCPs吸附的影响及模型构建 |
| 4.6 不同环境介质中OCPs的环境行为和交换规律研究 |
| 4.6.1 不同环境介质中OCPs的百分含量比较 |
| 4.6.2 清水河表层沉积物OCPs的富集情况 |
| 4.6.3 OCPs的环境行为和归宿分析 |
| 4.7 清水河沉积物中OCPs生态风险评价 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 水体中重金属和有机氯农药的污染特征及健康风险研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 健康风险评价模型及参数 |
| 5.2.1 健康风险评价模型 |
| 5.2.2 模型参数的确定 |
| 5.3 人群暴露参数的确定 |
| 5.3.1 人群暴露参数 |
| 5.3.2 调查分布及方法 |
| 5.3.3 研究区人群体重和饮水摄入率 |
| 5.3.4 研究区人群皮肤暴露参数 |
| 5.4 水体中重金属和OCPs的污染特征 |
| 5.4.1 水体中重金属的污染特征 |
| 5.4.2 水体中OCPs的污染特征及来源解析 |
| 5.5 清水河水环境健康风险研究 |
| 5.5.1 重金属和OCPs污染因子所致健康风险特点 |
| 5.5.2 重金属和OCPs所致健康风险分类分析 |
| 5.5.3 重金属和OCPs通过饮水途径所致健康风险 |
| 5.5.4 重金属和OCPs通过皮肤接触途径所致健康风险 |
| 5.5.5 重金属和OCPs所致健康总风险分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（2）抗生素在北部湾的分布、生物富集及其食物链传递（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 抗生素的概况 |
| 1.1.1 抗生素的概述 |
| 1.1.2 抗生素的使用和来源 |
| 1.1.3 抗生素的环境危害 |
| 1.2 抗生素在海洋环境中的污染现状 |
| 1.2.1 抗生素在水体的分布特征 |
| 1.2.2 抗生素在沉积物中的分布特征 |
| 1.2.3 抗生素在生物体中的分布特征 |
| 1.3 抗生素在水生生物中的生物富集、放大 |
| 1.3.1 抗生素的生物富集 |
| 1.3.2 抗生素的生物放大效应 |
| 1.4 研究内容、意义以及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 研究材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 材料 |
| 2.2.1 标样和相关试剂的配制 |
| 2.2.2 耗材和仪器设备 |
| 2.3 实验部分 |
| 2.3.1 样品的采集 |
| 2.3.2 样品前处理 |
| 2.3.3 仪器分析 |
| 2.4 质量保证与质量控制 |
| 2.5 本章小节 |
| 第三章 北部湾海水、沉积物中抗生素的分布特征、来源解析及生态风险 |
| 3.1 样品的采集 |
| 3.2 样品的提取和测定 |
| 3.3 相关公式计算 |
| 3.3.1 水-沉积物分配系数(K_d)和有机碳标准化的分配系数(K_(OC))的计算 |
| 3.3.2 来源解析 |
| 3.3.3 生态风险评估 |
| 3.4 数据处理与统计分析 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 海水中抗生素浓度特征 |
| 3.5.2 沉积物中抗生素浓度特征 |
| 3.5.3 抗生素的分配特征及影响因素 |
| 3.5.4 抗生素的来源解析 |
| 3.5.5 抗生素的生态风险评价 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 抗生素在北部湾海洋生物中的生物富集与食物链传递 |
| 4.1 样品的采集 |
| 4.2 样品的提取和测定 |
| 4.3 相关公式计算 |
| 4.3.1 稳定同位素 |
| 4.3.2 营养级 |
| 4.3.3 相对碳源 |
| 4.3.4 营养级放大因子(TMF) |
| 4.3.5 生物富集因子(BAF)和生物-沉积物富集因子(BSAF) |
| 4.4 数据处理与统计分析 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 海洋生物中抗生素的浓度水平 |
| 4.5.2 抗生素在海洋生物中的生物富集作用 |
| 4.5.3 抗生素在不同生物营养级间的传递 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 全文结论、创新和不足之处、研究展望 |
| 5.1 全文结论 |
| 5.2 创新之处 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的论文情况 |
（3）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 |
（4）湖泊浮游植物演替历史与流域人类活动的关系分析 ——以杞麓湖为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与目的 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 云贵高原湖区概述 |
| 1.2.2 湖泊浮游植物群落演替研究 |
| 1.2.3 云南湖泊浮游植物群落演替 |
| 1.2.4 浮游植物群落演替及环境变化历史反演方法 |
| 1.3 杞麓湖及其流域概况 |
| 1.3.1 自然概况 |
| 1.3.2 社会经济概况 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究思路与技术路线 |
| 第二章 杞麓湖浮游植物现状及季节演替 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 研究区域与样点设置 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 水质理化指标 |
| 2.3.2 浮游植物样品 |
| 2.3.3 数据处理与分析 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 杞麓湖水质的季节变化 |
| 2.4.2 浮游植物群落季节演替 |
| 2.4.3 浮游植物群落与环境因子的关系分析 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 杞麓湖水质的季节变化 |
| 2.5.2 浮游植物群落季节演替 |
| 2.5.3 浮游植物群落与环境因子的关系分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 杞麓湖流域近百年人类活动变化的反演 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 研究地概况 |
| 3.3 材料与方法 |
| 3.3.1 样品处理与测定 |
| 3.3.2 沉积柱年代测定 |
| 3.3.3 沉积物粒度测定 |
| 3.3.4 沉积物总氮(TN)、总磷(TP)和碳氮比(C/N)测定 |
| 3.3.5 沉积物有机质(OM)测定及污染评价 |
| 3.3.6 污染指数计算及评价 |
| 3.3.7 沉积物金属元素含量测定 |
| 3.3.8 沉积物金属元素污染评价和生态风险评估的计算 |
| 3.3.9 土地利用类型分析 |
| 3.3.10 数据统计与分析 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 沉积岩芯柱 |
| 3.4.2 沉积物柱芯高分辨率年代分析 |
| 3.4.3 近百年杞麓湖沉积速率分析 |
| 3.4.4 近百年杞麓湖沉积物粒度变化分析 |
| 3.4.5 地化指标百年变化分析 |
| 3.4.6 近百年杞麓湖氮磷营养物质变化分析 |
| 3.4.7 近百年杞麓湖TOC和LOI_(550)变化分析 |
| 3.4.8 近百年杞麓湖C/N和TN/TP变化分析 |
| 3.4.9 金属元素含量变化 |
| 3.4.10 金属元素含量与沉积物理化性质关系分析 |
| 3.4.11 近百年杞麓湖金属元素污染分析 |
| 3.4.12 金属元素的来源分析 |
| 3.4.13 土地利用历史变化分析 |
| 3.4.14 历史社会经济数据与地化指标相关分析 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 沉积岩芯湖泊水质环境 |
| 3.5.2 沉积岩芯沉积速率的环境意义 |
| 3.5.3 沉积物粒度百年变化的驱动因子 |
| 3.5.4 沉积物地球化学指标百年变化的环境指示意义及驱动因素 |
| 3.5.5 沉积物金属元素历史变化及其成因分析 |
| 3.5.6 沉积物人为来源金属元素历史变化的驱动因素分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 杞麓湖近百年浮游植物演替及其驱动因子分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 研究地概况 |
| 4.3 材料与方法 |
| 4.3.1 沉积物采集及年代测定 |
| 4.3.2 沉积物化石硅藻的提取与分析方法 |
| 4.3.3 沉积物化石硅藻群落结构特征分析方法 |
| 4.3.4 沉积物色素的提取与分析 |
| 4.3.5 数据统计与分析 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 近百年杞麓湖沉积硅藻群落组合特征 |
| 4.4.2 近百年杞麓湖沉积硅藻优势属种的生态习性 |
| 4.4.3 近百年杞麓湖沉积硅藻多样性指数演变过程 |
| 4.4.4 近百年硅藻群落演变的驱动因素分析 |
| 4.4.5 沉积色素重建浮游植物的演变过程及驱动因素分析 |
| 4.5 讨论 |
| 4.5.1 化石硅藻及浮游植物群落结构突变点探讨 |
| 4.5.2 硅藻群落演变及驱动因子分析 |
| 4.5.3 沉积物色素变化及驱动因子分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录1: 杞麓湖浮游植物名录 |
| 附录2: 杞麓湖沉积物化石硅藻植物名录 |
| 附录3: 杞麓湖沉积物化石硅藻优势种版图 |
| 博士期间发表的论文及科研成果 |
| 致谢 |
（5）沉积环境中的微塑料 ——河口区、海岸带及深海的比较研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与研究意义 |
| 1.1.1 海洋垃圾问题的由来 |
| 1.1.2 新型污染物——微塑料 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 国内外微塑料在沉积环境中的研究综述 |
| 1.2.1 微塑料在海洋沉积物中的来源、时空分布和迁移 |
| 1.2.2 微塑料在淡水沉积物中的来源和时空分布 |
| 1.2.3 我国微塑料立项项目及国际合作情况 |
| 1.3 微塑料的生态风险评估研究进展 |
| 1.3.1 微塑料的毒理学效应及生态影响 |
| 1.3.2 微塑料的风险评估框架 |
| 1.4 研究目标及研究内容 |
| 1.5 技术路线及研究创新点 |
| 第2章 研究区域及研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.1.1 人类活动密集的上海市及长江口 |
| 2.1.2 人类活动极少的深海及深渊海沟 |
| 2.2 各类沉积环境介质中采样、分析方法指南 |
| 2.2.1 已发表微塑料采样指南推荐方法总结 |
| 2.2.2 各类沉积环境中微塑料采样方法 |
| 2.2.3 实验室内微塑料分析方法 |
| 2.2.4 数据统计方法 |
| 第3章 实验室分析质量控制及微塑料标准品制备方法 |
| 3.1 应用于实验质量控制的微塑料标准品制备方法 |
| 3.1.1 片剂微塑料标准品制备方法 |
| 3.1.2 胶囊微塑料标准品制备方法 |
| 3.1.3 试制1-20μm微塑料粉末 |
| 3.2 实验室质量控制——微塑料实验室间对比实验(ILS) |
| 3.2.1 片剂微塑料标准品制备结果 |
| 3.2.2 胶囊微塑料标准品制备结果 |
| 3.2.3 片剂微塑料应用于实验室间对比实验(ILS)结果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 上海市河道沉积物中微塑料分布特征研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 河道沉积物微塑料丰度 |
| 4.3.2 河道沉积物聚合物特征 |
| 4.3.3 河道沉积物微塑料的来源 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 长江口沉积物中的微塑料时空分布特征研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 长江口水下表层沉积物微塑料丰度 |
| 5.3.2 粒度分布和微塑料丰度的关系 |
| 5.3.3 沉积物中微塑料的聚合物种类 |
| 5.3.4 重力柱中微塑料随时间变化特征 |
| 5.3.5 微塑料在长江口的沉积及定年 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 微塑料迁移至深渊海沟的机制研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 深渊海沟沉积物中微塑料丰度 |
| 6.3.2 深渊海沟沉积物中微塑料特征 |
| 6.3.3 微塑料进入深渊海沟的途径及深海作为微塑料的汇 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 微塑料的生态风险评估 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 基于聚合物毒性进行的风险评估——以上海市为例 |
| 7.3.2 总体暴露途径AEP框架进行的风险评估 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 总结与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 不足之处 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简历及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（6）渭河陕西段水沙变化对河流水质及细菌群落结构多样性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 泥沙对地表水理化环境的影响 |
| 1.2.2 泥沙的地表水微生物生态效应 |
| 1.2.3 决定泥沙水生态环境效应的关键因素 |
| 1.2.4 地表水微生物群落特征研究中的分子生物技术 |
| 1.3 主要研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 渭河陕西段水沙特征及其对水质变化的影响 |
| 2.1 渭河近年水沙特性分析 |
| 2.1.1 渭河水沙量年际变化 |
| 2.1.2 年内丰平枯规律 |
| 2.1.3 南北支流含沙量差异 |
| 2.1.4 颗粒级配特征 |
| 2.2 采样及实验方法 |
| 2.2.1 研究区域及采样点设置 |
| 2.2.2 采样方法 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 渭河陕西段泥沙理化特征 |
| 2.3.2 渭河陕西段含沙水体水质特征 |
| 2.3.3 影响渭河陕西段水化学特性的关键环境因子 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 泥沙的来源、特征与汛期冲淤行为 |
| 2.4.2 水质空间格局由水沙变化过程与流域土地利用方式共同塑造 |
| 2.4.3 总氮控制是当前渭河(陕西段)水质管理的关键 |
| 2.5 小结 |
| 3 水沙变化条件下的浮游细菌群落演替特征及驱动因子 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 样点布设及采样方法 |
| 3.1.2 T-RFLP分析方法 |
| 3.1.3 细菌宏基因组测序 |
| 3.2 数据处理方法 |
| 3.2.1 群落多样性分析 |
| 3.2.2 群落相似性分析 |
| 3.2.3 细菌群落结构多样性与环境因子的排序分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 浮游细菌群落多样性分析 |
| 3.3.2 浮游细菌群落优势T-RF片段丰度构成 |
| 3.3.3 浮游细菌群落结构相似性聚类分析 |
| 3.3.4 不同时期浮游细菌群落结构的环境驱动因子识别 |
| 3.3.5 丰水期浮游细菌群落物种结构分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 季节性多沙条件下的浮游细菌群落结构多样性特征 |
| 3.4.2 浮游细菌对水体污染的指示作用以及渭河潜在的自净能力 |
| 3.4.3 丰水期水沙过程对浮游细菌群落的生态影响 |
| 3.4.4 不同水文季节里与颗粒物对浮游细菌群落的影响机制 |
| 3.5 小结 |
| 4 水沙变化条件下的沉积物细菌群落演替特征及驱动因子 |
| 4.1 实验及分析方法 |
| 4.1.1 样品采集与理化分析 |
| 4.1.2 T-RFLP实验与分析方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 沉积物细菌群落多样性分析 |
| 4.2.2 沉积物细菌群落优势T-RF片段构成 |
| 4.2.3 沉积物细菌群落结构相似性聚类分析 |
| 4.2.4 不同水文时期关键环境因子的识别 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 沉积物细菌群落多样性特征及其与浮游细菌群落的差异 |
| 4.3.2 丰水期水沙过程对沉积物细菌群落的影响 |
| 4.3.3 各类环境因子对沉积物细菌群落变化的贡献程度 |
| 4.4 小结 |
| 5 沉积物与滨岸土壤对丰水期浮游细菌群落的影响 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 研究区域与样品的采集 |
| 5.1.2 理化性质的测定 |
| 5.1.3 分子微生物检测分析方法 |
| 5.1.4 数据统计分析方法 |
| 5.2 结果及分析 |
| 5.2.1 悬浮物、沉积物与河滨土壤颗粒理化性质分析 |
| 5.2.2 细菌群落多样性分析 |
| 5.2.3 基于T-RFLP的细菌群落结构差异分析 |
| 5.2.4 三类生境中细菌的物种构成 |
| 5.2.5 流域细菌群落的环境影响因子识别 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 河流表层水、沉积物及河滨土壤细菌群落的异同 |
| 5.3.2 沉积物与河滨土壤对浮游细菌群落的影响程度 |
| 5.3.3 颗粒粒度特征是流域不同生境间细菌群落差异的重要解释因子 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 论文的创新点 |
| 6.3 本研究的局限及对下一步工作的展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文及获奖情况 |
| 致谢 |
（7）新建水源地典型污染物赋存特征研究 ——以太浦河金泽水源地为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水体常规水质指标研究概述 |
| 1.2 抗生素 |
| 1.2.1 抗生素研究概述 |
| 1.2.2 抗生素的来源与分布 |
| 1.2.3 抗生素的检测及风险 |
| 1.3 水体有机质 |
| 1.3.1 有色溶解性有机质研究概述 |
| 1.3.2 溶解性有机质研究方法概述 |
| 1.3.3 平行因子分析原理 |
| 1.4 抗生素对DOM的影响 |
| 1.5 研究背景与内容 |
| 1.5.1 研究背景 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 常规水质指标及富营养化评价 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域及样本采集 |
| 2.1.2 实验室水体常规指标测定 |
| 2.1.3 水质评价方法和潜在富营养化评价 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 现场常规指标分析 |
| 2.2.2 水体中常规污染物分布特征及水质评价 |
| 2.2.3 富营养化水平 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 金泽地区水环境中抗生素赋存特征与风险评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 研究区域与样品采集 |
| 3.2.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.3 样品处理与仪器分析 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.3.1 水体抗生素赋存特征 |
| 3.3.2 沉积物抗生素赋存特征 |
| 3.3.3 水体抗生素风险分析 |
| 3.3.4 抗生素在两相间的分配行为 |
| 3.3.5 沉积物中优先控制抗生素的筛选 |
| 3.3.6 相关性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 金泽地区水环境及沉积物中溶解性有机质的赋存特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究区域及样本采集 |
| 4.3 材料与方法 |
| 4.3.1 三维荧光光谱检测原理 |
| 4.3.2 吸收光谱和三维荧光光谱测定 |
| 4.3.3 光谱指标计算方法 |
| 4.3.4 PARAFAC分析预处理 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 太浦河金泽水源地DOM特征 |
| 4.4.2 PARAFAC模型构建、组分数确定及荧光组分 |
| 4.4.3 研究区域水体中FDOM时空分布特征 |
| 4.4.4 DOM特征研究 |
| 4.5 相关性分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 抗生素与DOM的相互作用研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 三维荧光测定 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 空白DOM、抗生素+DOM混合液EEM图谱。 |
| 5.3.2 平行因子分析结果 |
| 5.3.3 不同浓度抗生素对DOM荧光强的影响 |
| 5.4 Ryan-Weber猝灭方程 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）河口海岸带铀的地球化学行为探讨 ——以长江口和海南老爷海为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 铀同位素简介 |
| 1.3 铀同位素的测量方法 |
| 1.4 陆源淡水铀行为的研究现状 |
| 1.4.1 铀的风化来源 |
| 1.4.2 淡水地下水 |
| 1.4.3 河流 |
| 1.5 河口海岸带铀行为的研究现状 |
| 1.5.1 保守行为 |
| 1.5.2 清除行为 |
| 1.5.3 添加行为 |
| 1.5.4 “伪保守”行为 |
| 1.6 研究的目标和方案 |
| 第二章 研究区域和研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.1.1 长江口 |
| 2.1.2 老爷海 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 实验使用的仪器和化学试剂 |
| 2.2.3 样品预处理 |
| 2.2.4 沉积物连续提取实验 |
| 2.2.5 溶解态铀浓度测量 |
| 2.2.6 铀同位素测量 |
| 2.2.7 常量离子分析 |
| 第三章 长江口淡水端元溶解态铀浓度和通量 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 长江口淡水端元的溶解态铀浓度的时间变化 |
| 3.3 长江口淡水端元溶解态铀的来源及其行为 |
| 3.3.1 溶解态铀来源 |
| 3.3.2 溶解态铀配体的影响 |
| 3.3.3 流域土壤各矿物组分结合态铀 |
| 3.4 长江输入河口区的溶解态铀通量及其重要贡献 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 长江口铀浓度和~(234)U/~(238)U活度比值的时空分布 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 淡水和海水端元值 |
| 4.3 长江口铀的时空分布 |
| 4.3.1 枯季铀的非保守行为 |
| 4.3.2 洪季铀的非保守行为 |
| 4.4 颗粒态铀释放对长江口溶解态铀的影响 |
| 4.4.1 颗粒态铀释放 |
| 4.4.2 溶解态铀和~(234)U/~(238)U 比值的“伪保守”行为 |
| 4.4.3 长江口颗粒态铀的年释放通量 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 潮间带湿地铀的地球化学行为—以长江口崇明东滩为例 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 潮沟水和上覆水的溶解态铀行为 |
| 5.2.1 潮沟水 |
| 5.2.2 上覆水 |
| 5.3 间隙水溶解态铀的垂向分布 |
| 5.4 崇明东滩湿地与其它潮滩的比较 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 老爷海铀的地球化学行为 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 溶解态铀的淡水和海水端元 |
| 6.3 澙湖水的溶解态铀行为 |
| 6.3.1 富铀地下水排放的影响 |
| 6.3.2 氧化还原作用的影响 |
| 6.4 澙湖间隙水的溶解态铀行为 |
| 6.4.1 间隙水溶解态铀的垂向分布 |
| 6.4.2 地下河口溶解态铀的时间序列分布 |
| 6.4.3 过剩铀来源解析 |
| 6.5 过剩铀的源汇估算 |
| 6.6 地下水排泄通量的估算 |
| 6.7 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.1.1 长江口溶解态铀的地球化学行为 |
| 7.1.2 老爷海溶解态铀的地球化学行为 |
| 7.2 全球河口海岸带溶解态铀地球化学行为及其控制因素案例总结 |
| 7.3 论文特色 |
| 7.4 不足和展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 博士期间发表文章 |
| 致谢 |
（9）全新世长江口沉积记录中的陆海相互作用界面—河口锋的位置迁移及机制分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 末次冰消期以来气候及海平面变化 |
| 1.2.2 东亚、南亚主要大河口末次冰消期以来的演化研究进展 |
| 1.2.3 典型河口全新世沉积地貌演变的主要影响因素分析 |
| 1.2.4 全新世长江口演化研究进展 |
| 1.2.5 现代河口锋研究进展 |
| 1.2.6 河口海岸沉积有机地球化学研究进展 |
| 1.3 研究目标、内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究目标和内容 |
| 1.3.2 本研究拟解决的关键问题 |
| 1.3.3 本研究创新之处 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 第二章 长江口概况和研究背景 |
| 2.1 长江流域自然地理环境及长江口水文泥沙动力 |
| 2.2 长江口现代地形地貌特征 |
| 第三章 资料来源和研究方法 |
| 3.1 长江流域输入及长江口表层沉积物C/N和δ~(13)C收集 |
| 3.2 钻孔获取与处理 |
| 3.3 样品采集与实验室分析 |
| 3.3.1 AMS~(14)C测年 |
| 3.3.2 粒度分析 |
| 3.3.3 沉积有机地球化学分析 |
| 3.3.4 微体古生物鉴定 |
| 第四章 长江口水团表层沉积物有机碳分布特征及其动力沉积机制分析 |
| 4.1 河口水团及沉积动力特征简述 |
| 4.2 河口各水团的有机碳分布特征及有机碳来源分析 |
| 4.3 河口区各水团有机碳特征的机制分析 |
| 第五章 钻孔年代、地层和沉积环境 |
| 5.1 年代框架 |
| 5.2 钻孔沉积地层和沉积环境 |
| 5.2.1 HZK8孔 |
| 5.2.2 HZK1孔 |
| 5.2.3 HM孔 |
| 5.2.4 NT孔 |
| 5.2.5 TZ孔 |
| 第六章 钻孔有机地球化学变化特征及指标评价 |
| 6.1 有机地球化学分析的钻孔地层选取 |
| 6.2 钻孔有机地球化学变化特征 |
| 6.2.1 HZK8孔 |
| 6.2.2 HZK1孔 |
| 6.2.3 HM孔 |
| 6.2.4 NT孔 |
| 6.2.5 TZ孔 |
| 6.2.6 ZK9孔 |
| 6.2.7 CM97孔 |
| 第七章 钻孔沉积物有机碳来源分析及其对河口锋位置判断 |
| 7.1 矿化作用、再矿化作用、腐殖化作用等早期成岩过程对钻孔有机碳参数的影响分析 |
| 7.1.1 矿化和再矿化作用 |
| 7.1.2 腐殖化作用 |
| 7.2 钻孔沉积物有机质来源及对水团和沉积动力的指示意义 |
| 7.2.1 ZK9孔 |
| 7.2.2 HZK8孔 |
| 7.2.3 HZK1孔 |
| 7.2.4 CM97孔 |
| 7.2.5 HM孔 |
| 7.2.6 NT孔 |
| 7.2.7 TZ孔 |
| 第八章 全新世长江口河口锋变化特征及影响因素初探 |
| 8.1 根据沉积记录探讨全新世长江口河口锋位置迁移过程 |
| 8.2 全新世各阶段长江口河口锋变化影响因素 |
| 8.3 长江口全新世钻孔有孔虫化石丰度与河口锋位置的关系 |
| 8.4 长江口全新世钻孔沉积构造与河口锋位置的关系 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间取得的科研成果 |
（10）从海岸带到深海部分化学参数的环境特征与指示意义（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 痕量金属的地球化学特征及环境指示 |
| 1.1.1 痕量金属的地球化学特征 |
| 1.1.2 痕量金属的评价方法 |
| 1.1.3 中国典型海岸带痕量金属的研究现状 |
| 1.2 中国不同海域叶绿素a的研究状况 |
| 1.3 海水中CDOM的地球化学特征及研究状况 |
| 1.3.1 海水中CDOM的地球化学特征 |
| 1.3.2 中国沿海CDOM的研究状况 |
| 1.4 沉积物中生源要素的地球化学特征及环境指示 |
| 1.4.1 沉积物中磷的地球化学特征及环境指示 |
| 1.4.2 沉积物中碳、氮稳定同位素组成以及碳/氮比 |
| 1.4.3 沉积物-海水界面生源要素交换通量研究 |
| 1.5 研究区概况 |
| 1.5.1 渤海及其周边环境概况 |
| 1.5.2 东海和台湾东部海域概况 |
| 1.6 本论文研究的内容与创新点 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 创新点 |
| 2 样品采集、分析与数据处理 |
| 2.1 莱州湾海岸带样品的采集 |
| 2.1.1 黄河口悬浮颗粒物样品的采集与分析 |
| 2.1.2 莱州湾西南部沿岸主要入海河流及邻近海域表层水体样品的采集与分析 |
| 2.2 东海和台湾东部海域样品的采集与分析 |
| 2.2.1 东海和台湾东部海域水体样品的采集与分析 |
| 2.2.2 东海陆架表层沉积物样品的采集与分析 |
| 2.2.3 质量保证与质量控制（QA/QC） |
| 2.3 数据处理 |
| 3 莱州湾海岸带部分化学参数的环境特征与指示意义 |
| 3.1 黄河口悬浮颗粒物中痕量金属的环境特征与指示意义 |
| 3.1.1 黄河口水体和悬浮颗粒物的基本特征 |
| 3.1.2 悬浮颗粒物中痕量金属的总量 |
| 3.1.3 悬浮颗粒物中痕量金属的形态 |
| 3.1.4 悬浮颗粒物中痕量金属的环境指示意义 |
| 3.1.5 黄河口悬浮颗粒物中痕量金属的入海通量 |
| 3.2 莱州湾西南部沿岸主要入海河流及邻近海域表层水体中叶绿素a的环境特征与指示意义 |
| 3.2.1 莱州湾西南部沿岸主要入海河流及邻近海域表层水体的基本特征 |
| 3.2.2 莱州湾西南部沿岸主要入海河流及邻近海域表层水体中叶绿素a的环境特征 |
| 3.2.3 莱州湾西南部沿岸主要入海河流及邻近海域表层水体中叶绿素a的环境指示 |
| 4 东海和台湾东部海域部分化学参数的环境特征与指示意义 |
| 4.1 东海和台湾东部海域水中有色溶解有机物的环境特征与指示意义 |
| 4.1.1 东海和台湾东部海域水体的基本特征 |
| 4.1.2 东海和台湾东部海域CDOM的吸光特征及环境指示 |
| 4.1.3 讨论 |
| 4.2 东海陆架表层沉积物中部分生源要素的环境特征及指示意义 |
| 4.2.1 东海陆架表层沉积物的基本特征 |
| 4.2.2 东海陆架表层沉积物中磷的地球化学形态与季节变化 |
| 4.2.3 东海陆架表层沉积物中碳、氮稳定同位素和碳/氮比的环境特征与指示意义 |
| 4.3 台湾东部黑潮主流经海域沉积物-海水界面生源要素交换通量研究 |
| 4.3.1 台湾东部黑潮主流经海域沉积物-海水界面生源要素交换通量 |
| 4.3.2 不同模拟培养条件对生源要素交换通量的影响 |
| 5 结论和展望 |
| 5.1 获得的主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
四、Strontium isotopic geochemistry of the Changjiang estua-rine waters: Implications for water-sediment interaction（论文参考文献）
- [1]清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究[D]. 开晓莉. 宁夏大学, 2021
- [2]抗生素在北部湾的分布、生物富集及其食物链传递[D]. 吴琪. 广西大学, 2021(12)
- [3]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)
- [4]湖泊浮游植物演替历史与流域人类活动的关系分析 ——以杞麓湖为例[D]. 杨鸿雁. 华中师范大学, 2020(02)
- [5]沉积环境中的微塑料 ——河口区、海岸带及深海的比较研究[D]. 彭谷雨. 华东师范大学, 2020
- [6]渭河陕西段水沙变化对河流水质及细菌群落结构多样性的影响[D]. 刘睿. 西安理工大学, 2019(10)
- [7]新建水源地典型污染物赋存特征研究 ——以太浦河金泽水源地为例[D]. 王汉欣. 兰州交通大学, 2019(04)
- [8]河口海岸带铀的地球化学行为探讨 ——以长江口和海南老爷海为例[D]. 周婧. 华东师范大学, 2017
- [9]全新世长江口沉积记录中的陆海相互作用界面—河口锋的位置迁移及机制分析[D]. 潘大东. 华东师范大学, 2017(09)
- [10]从海岸带到深海部分化学参数的环境特征与指示意义[D]. 周凤霞. 中国科学院烟台海岸带研究所, 2016(08)