一、黄河水中甘氨酸对铅(Ⅱ)与表层沉积物相互作用的影响（论文文献综述）
滕佳[1]（2021）在《莱州湾微塑料污染特征及其对典型双壳贝类生态毒性效应研究》文中认为微塑料在海洋环境中无处不在,且由于其体积较小,可被多种海洋生物摄取,从而对海洋生物造成不利影响。因此,微塑料污染已引起世界各国越来越多的关注。据以往研究报道,我国沿海地区微塑料污染较严重,其中渤海尤为突出。然而,渤海区域微塑料污染特征尚未完全揭示。莱州湾是渤海的一个典型海湾,湾内河流众多,包括中国第二大河——黄河等20余条河流。莱州湾周边快速的城市化和工业化发展,以及大规模筏式水产养殖和温室蔬菜种植基地,导致各种污染物大量输入。由于微塑料体积小且可获得性高,因此会与海洋生物发生相互作用。目前,有很多室内暴露实验研究海洋环境中微塑料的生物可利用性,探讨微塑料对海洋生物的潜在影响。然而,多数暴露实验使用球形、单一聚合物和尺寸精确的商品化微塑料,并且所选择的暴露浓度通常远高于沿海水域中实际的微塑料浓度。此外,这些研究中使用的微塑料粒径小于野外环境中的实际样品,且未考虑环境微塑料样品通常以不同的尺寸存在。近年来,由于海洋双壳类生物广泛存在,且具有较强的滤水性和可食用等特点,其富集微塑料的问题受到人们的广泛关注。前期研究已经证实了微塑料在世界各地双壳类动物中的富集及其对这些生物的潜在毒性。然而,目前还缺乏对不同生态位的双壳类动物暴露于微塑料的比较研究。因此,本研究首先调查了莱州湾58个站位的表层水和沉积物、31个站位的鱼类以及养殖长牡蛎（Crassostrea gigas）、菲律宾蛤仔（Ruditapes philippinarum）和栉孔扇贝（Chlamys farreri）中的微塑料污染。然后以长牡蛎、菲律宾蛤仔和栉孔扇贝为研究对象,探讨了典型微塑料（聚乙烯（PE）和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET））的两种浓度（10和1000μg/L）对双壳贝类的毒性效应及其作用机制,并运用综合生物标志物响应指数法（IBR）和证据权重（WOE）模型评估了微塑料对双壳贝类的潜在毒性风险。此外,利用代谢组和蛋白质组技术,分析了牡蛎消化腺组织对微塑料的响应情况,从分子水平上提供了PE和PET微塑料对牡蛎的毒性效应。研究结果如下:（1）微塑料在莱州湾分布广泛,形状以纤维为主。无论在表层水或沉积物中,微塑料的丰度在不同地区之间均无显着差异,表明海湾中存在多种微塑料污染源。空间热点（Getis-Ord Gi*）分析表明,微塑料污染主要集中在莱州-潍坊地区,而该地区又主要受洋流动态的影响。虽然沉积物中微塑料的空间分布与表层水不同,但也受到地形、水文和人类活动的影响。表层水中最常见的聚合物为PET,而在沉积物中则为玻璃纸（CP）,这表明这些微塑料具有不同的沉降过程。低密度微塑料（PE和聚丙烯（PP））在表层水中的比例约为19.9%,但这些微塑料在沉积物中仅占约1.7%,表明低密度微塑料颗粒能够迁移至外海。微塑料在表层水、沉积物和鱼类之间的形状、大小和聚合物类型上存在显着差异（p<0.05）。聚类分析表明,孤东、黄河口和莱州-潍坊地区是微塑料的三个来源地,微塑料可能来源于河流输入、塑料回收和海洋筏式养殖。此外,远岸站点的沉积物中微塑料多样性更高,表明这些站点接收的微塑料有多个来源。本研究中,微塑料丰度在双壳贝类中存在较大差异,菲律宾蛤仔是单位重量软组织中微塑料丰度最高的物种,而牡蛎是单位个体中微塑料丰度最高的物种。造成这种现象的原因可能与生物个体大小、摄食机制以及环境中微塑料污染程度有关。本研究结果揭示了莱州湾微塑料污染的特征,将为该海域微塑料污染的风险评估和源头控制提供重要数据支撑。（2）在本研究中,在两种暴露浓度下,在长牡蛎的鳃和消化腺组织中均观察到了PE和PET微塑料的富集,证实了生物体对微塑料的摄入。PE和PET微塑料暴露后,牡蛎的摄食率和呼吸率下降,并诱导了氧化应激。此外,PE和PET微塑料都抑制了牡蛎的脂质代谢,而能量代谢酶的活性则被激活。同时,还观察到暴露的牡蛎出现消化管坏死、组织间质减少以及鳃丝上皮细胞溶解、鳃尖上皮细胞瓦解等组织病理学损伤。综合生物标志物反应（IBR）和证据权重（WOE）模型结果均表明,微塑料毒性随着浓度的增加而增大,且PET微塑料对牡蛎的毒性作用大于PE微塑料。研究结果可为揭示环境相关浓度微塑料对海洋双壳类动物的影响提供新认识,为评估现实条件下微塑料的生态风险提供数据支撑。（3）代谢组学分析表明,微塑料暴露导致牡蛎代谢谱的发生改变,从而引起能量代谢和炎症反应发生变化。对差异蛋白质的KEGG富集分析表明,微塑料暴露主要干扰了牡蛎的“花生四烯酸代谢”、“亚油酸代谢”和“甘油磷脂代谢”过程。基因本体（GO）富集分析表明,微塑料对氧化-还原过程、脂类代谢过程和磷酸戊糖途径均有影响。此外,微塑料暴露后,与脂质、有氧代谢以及细胞凋亡途径相关基因的m RNA表达量显着增加。可见,微塑料可以改变牡蛎的脂质和葡萄糖代谢过程。研究结果可以从分子水平上揭示PE和PET微塑料对牡蛎的毒性效应。（4）在本研究中,在菲律宾蛤仔（R.philippinarum）和栉孔扇贝（C.farreri）的消化腺和鳃组织中均检测到微塑料。微塑料暴露对两种双壳类动物的摄食率和呼吸率影响较小。然而,微塑料对蛤仔和扇贝造成了氧化应激、能量和脂类代谢紊乱。两种贝类的鳃和消化腺也出现了组织病理学损伤。IBR分析表明,随着微塑料浓度的增加,应激性呈升高趋势,PET微塑料对双壳类动物的毒性作用大于PE微塑料。此外,证据权重（WOE）模型分析表明,在蛤仔消化腺组织中,随微塑料浓度的增加,其危害程度增大,且PET微塑料的毒性作用大于PE微塑料。但在蛤仔和扇贝的鳃组织中,随着微塑料浓度的增加,PE微塑料的危害增加,而PET微塑料的危害程度则相反。以上结果揭示了不同种类双壳动物对环境相关浓度微塑料暴露的反应,并且发现扇贝对微塑料的敏感性高于蛤仔。本研究为环境条件下微塑料生态风险评估提供了新的见解。综上所述,微塑料在莱州湾海域的表层水、沉积物和生物体内普遍存在,其潜在污染源主要包括河流输入、塑料回收和海上筏式养殖等,且水文过程是导致莱州湾微塑料空间分布异质性的主要原因。选取代表性微塑料,并从多个层面研究了PE和PET对典型双壳贝类的毒理效应,发现微塑料暴露可引起双壳贝类的氧化应激、组织损伤以及能量和脂质代谢紊乱;结合综合生物标志物反应（IBR）和证据权重（WOE）模型,评估了微塑料对双壳贝类的潜在毒性风险,发现双壳贝类的应激反应随微塑料暴露浓度的增加呈现升高趋势,且PET微塑料对典型双壳贝类的毒性作用高于PE微塑料。本研究可为莱州湾环境介质中微塑料污染的潜在生态风险评估提供重要依据。
韩化蕊[2]（2021）在《出土彩绘石质佛造像表面沉积结壳的清洗研究》文中提出近年来随着考古工作的逐渐深入,彩绘石质佛造像大量出土,是研究佛教发展、佛教艺术和石刻造像工艺等方面的重要实物材料。受埋藏环境影响,石质佛造像表面广泛产生了质地坚硬的沉积结壳,沉积结壳的成分结构与造像石材相似,并且由于胶结材料老化降解,彩绘贴金装饰在埋藏环境中变得疏松脆弱,加大了沉积结壳的清洗难度。基于上述现状,本文从文物材质及沉积结壳形成机理入手,引入聚乙烯胺（PVAm）凝胶清洗材料进行酸性清洗,并且对构建出土石质文物清洗工作的量化评价体系进行了探索研究。主要工作如下:首先,本研究以河北临漳邺城遗址和山东青州龙兴寺遗址出土的彩绘石造像作为研究对象,综合应用多种分析检测方法,调查分析了文物本体材料和沉积结壳的成分及结构,根据文献记载与模拟实验,探究了彩绘的制作工艺。结合埋藏环境土壤中钙镁盐及湿度等影响因素,探究了沉积结壳的形成机理。这不仅为文物研究提供了丰富的信息,更为清洗研究提供了基础。基于以上研究,清洗材料需要能够有针对性地清洗沉积结壳,并且不损害包括彩绘装饰层在内的文物本体的要求,化学清洗法可以针对沉积结壳选择清洗剂。通过清洗带有沉积结壳的采集石块样品,初步筛选出了效果良好的弱酸清洗剂。结果显示,乙酸在清洗有效性与安全性的表现均优于其他清洗剂。进一步调节清洗剂的浓度与酸碱度,在模拟石块样品上进行了清洗实验,测试清洗效率与模拟样品表面形貌变化,得出了清洗规律。由于沉积结壳主要物相与石材本体相似,均为方解石与白云石,形成机理表明,沉积结壳内部具有与石材相似的晶体结构,因此通过分析乙酸在清洗过程中,测试对大理石（含白云石）、汉白玉（含方解石、白云石）、石灰石（含方解石）3种石块样品,清洗效率的差异,可以得出乙酸对沉积结壳的清洗效果。清洗经过主要有化学清洗作用与物理清洗作用,化学清洗作用是弱酸溶解沉积结壳从而去除,物理清洗作用是由于清洗剂的渗透性,破坏石材结构导致表面晶体脱落,并且在清洗过程中,物理作用的影响要大于化学作用。为了有效控制清洗剂的渗透与扩散,减小清洗剂物理清洗作用对文物的损害,引入了 PVAm凝胶材料。筛选实验结果表明,PVAm凝胶的可去除性,流变性都适合于在雕刻石质文物的凹凸表面进行局部清洗,并且在一定的酸碱度范围内仍然能保持凝胶态,可以用于酸性清洗。进一步对PVAm凝胶的结构、酸碱度、粘度、对清洗剂渗透的控制性等性能进行表征,研究机理与规律。结果表示,PVAm凝胶的化学结构会随溶液的酸碱度不同而改变,从而影响凝胶的可剥离性,其中弱酸性的凝胶更好去除。PVAm凝胶的酸碱度会和酸液一致,并且PVAm凝胶与溶液在一定配比范围内,能够维持在文物表面,达到局部清洗的目的。添加PVAm凝胶后明显减弱了清洗剂的渗透性及扩散性,使清洗反应能够维持在局部表层,提高了清洗的控制性。此外,还探究了 PVAm凝胶与乙酸复合清洗材料的化学结构及清洗机理。通过使用水解于不同浓度及酸碱度乙酸的PVAm凝胶,在模拟样品上进行清洗实验,评估了清洗效率、模拟样品表面形貌及色度改变、模拟样品孔隙率和吸水率等水理特征改变,得到PVAm凝胶清洗材料的最佳配比,明确了清洗工艺。并且,在小块文物上实施的清洗实验,获得了理想的效果。最后,为了探索文物保护工作的标准化研究,尝试构建了出土石质文物清洗工作评价体系。该体系应用层次分析法构成权数,结合灰色聚类与模糊综合评价法,建立评价模型,是一套可以量化评分的评价体系。此套体系在河北临漳邺城佛造像的清洗工作评价中应用,结果表示该体系能够一定程度反映出清洗工作的总体效果,可以指出清洗方法中具体的不足之处,并且能够在清洗方法的选择上提供参考。
战君菲[3]（2021）在《镉和砷对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究》文中指出镉（Cd）和砷（As）是近海典型污染物,对海洋生态系统健康构成威胁。因此,深入研究Cd和As对海洋生物毒性的剂量-效应关系,并筛选敏感生物标志物指示近海Cd、As污染具有重要意义。本研究利用Meta分析探究海洋双壳贝类对Cd暴露的响应特征。基于Meta分析的结果选择菲律宾蛤仔整体组织为研究对象开展室内Cd、As暴露实验,利用转录组学、代谢组学等组学技术筛选响应指标,并结合组织病理损伤和生化等指标,利用基准剂量法（BMD）对响应指标的剂量-效应关系进行模型拟合,以期深入揭示Cd和As的毒性效应机制。同时,根据最优模型计算各生物指标的BMD值,筛选单调且灵敏响应的指标作为Cd和As毒性的生物标志物。主要研究结果如下:1.Meta分析揭示了海洋双壳贝类对Cd暴露的响应特征按照剔除和纳入标准,共纳入87篇相关文献,获得2042个数据。按照物种、组织、毒性效应指标以及暴露浓度进行Meta分组分析。结果显示,海洋双壳贝类对Cd暴露表现出显着的物种差异,其中蛤对Cd暴露响应程度最大,而各组织响应程度并未表现出显着差异;海洋双壳贝类体内各类生物指标的响应程度存在显着差异,其中解毒和基因毒性相关的指标响应程度最大;暴露浓度是导致Cd毒性差异的主要因素,随暴露浓度的升高,海洋双壳贝类生物指标响应程度显着增加;氧化应激和解毒相关的多个指标对Cd暴露浓度呈现多样化的剂量-效应关系,其中金属硫蛋白（MT）呈现先上升后基本不变的剂量-效应关系,谷胱甘肽过氧化物酶（GPx）和丙二醛（MDA）的剂量-效应曲线均呈倒U型,尤其GPx表现出典型的低剂量刺激、高剂量抑制的毒物兴奋效应,而超氧化物歧化酶和过氧化氢酶未表现出明显的剂量依赖效应。2.Cd对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系根据环境相关浓度及96 h半致死浓度设定Cd暴露梯度浓度（0、3、9、27、81和243μg/L）,实验室条件下暴露菲律宾蛤仔14 d。利用转录组学、代谢组学等技术对蛤仔整体组织响应基因、代谢物等指标进行高通量筛选,同时测定金属离子、酶活、组织病理损伤及细胞凋亡等毒理学指标。结果显示,随Cd暴露浓度升高,Cd在蛤仔体内富集量逐渐增加,必需金属含量也随之发生变化,且剂量效应曲线呈现多样性。结合转录组学分析,发现Cd暴露在基因调控水平对离子内稳态的影响非常有限,Cd主要通过竞争必需金属离子转运体和必需金属离子结合蛋白干扰离子内稳态。而必需金属含量的改变以及Cd对关键酶活性中心必需金属元素的竞争结合,导致相关基因（如漆酶laccase、谷氨酰胺转移酶TGs、金属还原酶STEAP、钙调蛋白calmodulin等）的异常表达。结合KEGG和GO富集分析发现,Cd暴露干扰细胞内氧化还原的平衡,引起氧化应激,激活细胞凋亡等信号通路,影响菲律宾蛤仔细胞粘附、肽交联、蛋白水解等正常生物学功能。此外,代谢组学、酶活力分析结果显示,Cd暴露以剂量依赖的方式影响了三羧酸（TCA）循环、糖酵解、氨基酸代谢以及氧化磷酸化等关键代谢途径。利用BMD方法对多种响应指标的剂量-效应关系进行模型拟合,并计算BMD值。结果发现,TGs、MT、STEAP和laccase等DEGs呈单调变化,且BMD值较低,是理想的基因生物标志物。菲律宾蛤仔对Cd暴露最敏感的GO条目和KEGG通路分别为肽交联和细胞粘附通路。代谢组学和酶活力分析结果显示,丙氨酸、葡萄糖、AMP的含量变化和琥珀酸脱氢酶（SDH）的活力呈典型毒物兴奋效应;谷氨酰胺和葡萄糖-1-磷酸的含量变化以及己糖激酶（HK）和柠檬酸合酶（CS）的活力变化呈单调下调,其中CS活力是理想的酶类生物标志物。而谷胱甘肽（GSH）含量和谷胱甘肽巯基转移酶（GST）活力等传统生物标志物呈非单调的剂量-效应关系,不宜作为菲律宾蛤仔响应Cd暴露的生物标志物。3.As（Ⅴ）对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系根据环境相关浓度及96 h半致死浓度设定As（Ⅴ）暴露梯度浓度（0、0.2、0.5、1.25、2.5和5 mg/L）,实验室条件下暴露菲律宾蛤仔14 d。利用高效液相色谱联用电感耦合等离子体质谱法测定菲律宾蛤仔体内砷形态及其含量,结果显示,随As（Ⅴ）暴露浓度的升高,有机砷含量基本不变,无机砷As（Ⅴ）和As（Ⅲ）含量增加,表明菲律宾蛤仔体内发生了As（Ⅴ）到As（Ⅲ）的转化。转录组学分析显示,在高浓度As（Ⅴ）暴露组硫氧还蛋白、GST和3-磷酸甘油醛脱氢酶（GAPDH）等参与As（Ⅴ）转化生成As（Ⅲ）过程的酶基因均显着上调,表明菲律宾蛤仔通过上调关键酶的转录表达促进体内累积的As（Ⅴ）转化生成As（Ⅲ）。进一步整合转录组和代谢组结果,发现菲律宾蛤仔通过促进GSH的合成、增加对过氧化物等ROS的清除能力等方式抵抗无机砷富集引起的氧化应激。As（Ⅴ）暴露促进蛤仔体内糖酵解反应、TCA循环和氧化磷酸化等过程,为机体提供更多的能量,且关键差异代谢物和DEGs与As（Ⅴ）的暴露浓度呈现多样化的剂量-效应关系;鞘脂类去饱和酶（DEGS）、羟基类固醇脱氢酶（HSD17B6）、羟基丁酸脱氢酶（bdh）基因均显着上调表达,表明As（Ⅴ）暴露还促进脂肪酸氧化代谢等途径,为TCA循环提供更多的乙酰辅酶A。最高浓度As（Ⅴ）暴露组磷酸胆碱含量显着降低,也提示As（Ⅴ）暴露导致菲律宾蛤仔能量代谢紊乱。此外,As（Ⅴ）暴露还干扰了氨基酸代谢。利用BMD方法对多种响应指标的剂量-效应关系进行模型拟合,并计算BMD值。GST、组织蛋白酶L（CTSL）、ATP结合盒转运蛋白（ABCC）、和mae B等多个DEGs的表达倍数均呈单调曲线,且BMD值较低,因此可作为As（Ⅴ）对菲律宾蛤仔毒性的生物标志物。通过对拟合到最佳模型的DEGs进行富集分析,发现对As（Ⅴ）暴露最敏感的GO条目和KEGG通路分别为半胱氨酸型肽酶活性和吞噬作用。4.Cd和As（Ⅴ）对菲律宾蛤仔毒性作用机制比较Cd和As暴露均干扰了菲律宾蛤仔TCA循环、糖酵解以及氧化磷酸化等关键代谢过程,且均表现出毒物兴奋效应;Cd和As（Ⅴ）均通过消耗GSH破坏细胞内氧化还原平衡,诱导氧化应激;菲律宾蛤仔鳃和消化腺的病理损伤指数均随Cd和As（Ⅴ）暴露剂量单调增加,菲律宾蛤仔消化腺组织对Cd和As（Ⅴ）暴露较鳃组织更敏感。同时,Cd和As（Ⅴ）对菲律宾蛤仔的毒性作用机制存在较大差异。Cd暴露导致葡萄糖、ATP和AMP等主要能量代谢物质的含量呈非单调变化,但As（Ⅴ）暴露后蛤仔体内葡萄糖、ATP和AMP的含量并未发生改变;对Cd和As（Ⅴ）暴露敏感的GO条目和KEGG通路完全不同;As（Ⅴ）还表现出对菲律宾蛤仔的生殖内分泌干扰效应。
张薇[4]（2020）在《甘氨酸-β-环糊精洗脱-生物降解修复石油污染土壤的效能及影响因素研究》文中研究指明石油中含有的石油烃和重金属都是持久性污染物,两者都具有很强的毒性特征可致畸、致癌和致突变,对人类健康和生态安全造成了极大的潜在威胁,如何安全有效修复石油污染土壤已经成为环境领域亟待解决的问题之一。国内外的研究人员开展了许多石油污染土壤治理的实验。生物修复技术因具有成本低、不破坏植物生长所需的土壤环境、没有二次污染、操作简单等优势引起了人们的广泛关注。但在研究中发现油污土壤中的高分子链石油烃具有较强的疏水性,容易被吸附在土壤中。这类物质的低水溶性和低生物可利用性使得它们在土壤中不易被生物自然降解。而且在利用微生物修复技术修复石油污染土壤过程中,与石油烃共存的重金属会影响石油烃降解菌的生长和代谢,从而影响其修复效率。同时石油烃由于其疏水的特性,常包裹于菌团的外层抑制其呼吸生长,并阻断了微生物在水中对重金属的作用,严重抑制了微生物的生长,因而也使得土壤中的重金属更加难以去除,给石油污染土壤治理增加了一定难度。近年来环糊精（cyclodextrins CDs）由于其特殊的结构,在石油污染土壤处理领域得到广泛关注。环糊精是由环糊精葡萄糖基转移酶作用于淀粉,形成的一类环状低聚糖。环糊精类化合物的特点是,分子结构中存在一个亲水的外缘和一个疏水的空腔,其疏水的空腔能与一些有机物结合形成主客体包合物。并且由于CDs外侧的亲水性,而使包合物的水溶性大于有机物本身的水溶性,增加了有机物在水中的溶解度。同时,CDs与重金属也有一定的配位作用,能同时去除有机物和重金属,更为可贵的是环糊精本身无毒且自身具有生物降解性,属于环境友好材料,不会产生二次污染。但不足之处是,环糊精仅对部分疏水性有机污染物具有增溶作用,而且它在水中的溶解度较低,这些特点在一定程度上限制了环糊精的广泛应用。基于以上原因我们首先对环糊精进行化学改性,选择水溶性更强且对重金属有配位能力的环糊精衍生物,研究其初始浓度、土壤酸度等对其增溶解吸的影响行为优化其最佳应用条件。通过多次试验制备了甘氨酸-β-环糊精（G-β-CD）,红外光谱及XPS分析结果表明G-β-CD在保留原内腔结构的同时还增加了氨基、羧基等基团。亲水性基团如氨基、羧基提高了β-环糊精在水中的溶解性,同时可络合重金属。研究发现在用G-β-CD处理石油污染土壤,在增溶剂G-β-CD浓度为70 g/L、土壤p H值为6.0～7.0、反应温度为30～40℃、土壤的离子浓度为0.25 mol/L、有机质含量为1%时,石油烃与重金属解吸效果均达到较好水平。在以上研究基础上,我们还分析了G-β-CD增溶模式下,石油污染土壤中石油烃的微生物降解行为和土壤重金属形态及其生物有效性等的变化规律,以深入了解石油烃、重金属污染物在土壤环境中的生物学归宿及其生态效应。实验发现G-β-CD处理污染土壤后,土壤中重金属形态也发生了较大的变化,其中Pb、Cu的可交换态、碳酸盐结合态、有机结合态的减少均达到50%以上,氧化物结合态和残渣态含量减少60%左右,表明G-β-CD与重金属形成稳定的可溶性络合物大大降低了土壤对重金属的吸附,从而降低了土壤中重金属的毒性和生物可利用性。而且经G-β-CD处理后的石油污染土壤中多酚氧化酶、过氧化氢酶、脱氢氧化酶以及脂肪酶活性有了显着提升,我们可以认为甘氨酸-β-环糊精能够有效的改良石油烃-重金属复合污染土壤,使其中的生物酶活性增强。实验中发现经过G-β-CD预处理的石油污染土壤,其自身的生物修复能力得到了改善,但还远远没有达到正常土壤水平。因此本文通过石油烃降解菌的驯化、筛选、鉴定得到了一种高效石油烃降解菌,并系统研究了髙效降解菌的降解能力及其影响因素,优化了石油烃降解菌的发酵条件。本研究不仅考虑到选出的最佳条件因素对石油烃降解菌的生长繁殖的影响,还着重考虑了成本低、实用性强和操作步骤简单等实际性和经济性问题。实验结果表明,无机盐培养基里加豆粕粉和玉米淀粉,培养出来的细菌和牛肉膏蛋白胨液体培养基的效果相当,且更经济实惠,适用于现场土壤生物处理的应用。实验最后采用生态毒性试验综合评价该化学-微生物联合修复法的修复效果。利用变性梯度凝胶电泳（PCR-DGGE）技术分析化学-微生物联合修复对土壤微生物多样性的影响。分析结果表明,石油污染物胁迫土壤微生物种群结构,石油污染土壤与清洁土壤细菌群落相似性仅为37.7%,经化学-微生物联合修复后相似性增加至76.2%,说明化学-微生物联合修复后,土壤微生物多样性有了较好的恢复。通过高等植物发芽毒理实验和作物吸收毒理实验观察种子的发芽率、测量幼苗叶片的生理生化指标,评价化学-微生物联合修复后土壤的生态毒性。结果表明种子发芽率及叶片光合色素含量、超氧化物歧化酶（SOD）活性、丙二醛（MDA）含量指标随着化学-微生物联合修复时间的延长而增加,说明土壤生态毒性减弱,但在整个修复的时期土壤都存在着一定的生态毒性。以上结果为G-β-CD-微生物联合修复法的可行性提供了理论依据和技术支持。
鲁青原[5]（2020）在《辽河滨海芦苇湿地有机碳的埋藏过程及控制因素》文中研究指明滨海湿地被认为是有机碳的主要埋藏区域之一。然而,关于全球滨海湿地有机碳的埋藏量和封存效率,长期以来一直存在争议。了解有机碳在滨海湿地的埋藏过程将有助于客观评估滨海湿地的有机碳封存能力,进而提出碳库保护与管理的有效措施。本文通过对辽河三角洲滨海湿地沉积物微生物高通量测序和基因荧光定量,以及对沉积物溶解性有机质的三维荧光光谱和傅里叶变换离子回旋共振质谱分析,并结合地质背景和沉积物剖面的年代学结果,研究了不同生境、不同季节沉积物中溶解有机质与微生物时间序列的演替以及耦合关系,以及微生物和环境因子对湿地有机碳封存的影响和作用机理。取得主要认识如下:1.辽河滨海湿地不同生境水体可溶有机碳浓度与盐度呈正相关。与表层水相比,沉积物孔隙水可溶有机质具有更高的分子量、芳香度、不饱和度、类腐殖组分丰度和杂原子化合物丰度,提出生物降解和硫化作用是导致这种差异的主要原因。2.辽河芦苇湿地沉积物中微生物群落结构存在显着垂向差异。与表层相比,深层微生物群落的物种多样性更低,群落演替速率更慢,细菌由放线菌、硫氧化菌向硫还原菌、假单胞菌演替。同时,有机碳含量和溶解有机质类腐殖组分占比随深度增加降低,与假单胞菌相对丰度、芳环羟基化双加氧酶表达量显着负相关。3.湿地沉积物微生物群落结构严格受地理空间制约,潮间带的滩涂由于受潮汐影响,盐度较高,微生物以海洋来源的嗜盐菌为主,有机碳的分解速率远低于低盐度的芦苇湿地。4.辽河芦苇湿地微生物对有机质降解能力受季节性影响明显,非植物生长季微生物对于类腐殖组分的降解能力明显高于植物生长季。高盐度和高水位条件是影响微生物群落功能以及氧化还原条件,抑制有机质特别是其中惰性组分分解的主要因素。5.辽河芦苇湿地沉积物中溶解有机质与微生物时间序列的演替结果表明,垂向上有机质降解梯度明显,0–20 cm以好氧降解为主,20–35 cm以厌氧降解为主,有机碳分解速率大幅降低,35–50 cm为严格厌氧区域,有机碳分解极为缓慢,维管植物向深层的氧气输送可能使稳定有机质层下移。有机碳分解速率在0–20 cm为1.42%yr-1–1.70%yr-1、20–35 cm为0.45%yr-1、35–50 cm为0.15%yr-1。6.以高生产力为特征的辽河芦苇湿地,经历了快速腐殖化过程的植物残体是沉积有机质的主要来源。本文研究结果表明,高度腐殖化有机质经过沉积过程中的微生物矿化作用,仅有～14%能得到较为长期（～221年）的封存。
何欢[6]（2020）在《毛乌素地区土壤-植被系统对湿地旱化过程的响应研究》文中认为论文研究了湿地旱化过程中,植被特征、土壤物理特性、土壤碳氮磷养分组成、微生物群落结构和代谢功能的响应,并分析了从土壤水分出发对土壤和植被产生作用的次序和路径,得出的主要结论如下:（1）随着湿地的旱化,植被的地上生物量、密度和盖度随着土壤含水量的降低呈现不断减小的趋势,而植被的丰富度指数（R）和Shannon-Wiener多样性指数（H）随着土壤含水量的降低呈现先增加后降低的趋势。结构方程模型显示土壤水分首先通过驱动植被密度的变化影响植被的盖度和生物量,土壤水分的减少首先降低了植被密度,进而降低了植被的盖度和生物量。本研究中的植被丰富度指数和植被生物量呈“单峰型”关系。而湿地旱化过程的前中期,植被丰富度指数的升高最主要来自植被密度下降的驱动。（2）在湿地旱化的过程中,土壤容重和砂粒含量呈不断升高的趋势,土壤的粉粒和粘粒含量呈不断降低的趋势,土壤pH呈先增加后降低的趋势。结构方程模型的结果显示,土壤水分主要通过影响土壤粘粒含量影响植被密度,进而影响植被生物量和盖度。而土壤粘粒含量的降低,砂粒含量的升高,不利于土壤中水分和养分的保持,也不利于植被根系的生长,进而影响了植被的生长。另外,土壤pH与植被Shannon-Wiener多样性指数（H）呈显着负相关关系,而与植被丰富度指数的关系并不明朗。毛乌素湿地土壤pH与植被多样性的关系尚需进一步研究。（3）随着湿地的旱化,土壤SOC、TN、铵态氮含量、土壤C:N比、C:P比和N:P比都呈出了下降的趋势,而土壤硝态氮含量呈现上升的趋势。土壤TP含量呈现先降低后增加的趋势。结果显示,最主要的驱动路径是:土壤水分含量的降低驱动了土壤有机碳和总氮含量的降低,从而引起植被的密度和生物量的降低。相对于总氮、铵态氮和硝态氮对植被生长的促进作用非常小。雨水的淋溶,导致毛乌素土壤表层的无机氮含量偏低,这在统计上表现为无机氮对植物的促进作用较小。对于植被多样性与土壤养分的关系,分析显示,Shannon-Wiener多样性指数（H）与土壤SOC、TN和铵态氮含量之间存在显着正相关关系,说明了土壤的养分供应对于维持植被生态系统多样性的重要作用。而相对于Shannon-Wiener多样性指数（H）,植被丰富度指数（R）受土壤营养的影响较弱,这一点值得进一步深入研究。4)在本研究中,随着湿地的旱化,土壤MBC、MBN含量、细菌和真菌PLFA含量都出现连续下降的趋势,而MBC:MBN和真菌:细菌比值则不断升高。在土壤呼吸和微生物代谢商在旱化的中前期不断上升,而在后期明显下降;而MBC:SOC则在湿地旱化过程中维持上升的趋势。湿地旱化过程中土壤有机底物的减少是土壤MBC、MBN含量、细菌和真菌PLFA含量下降的主要原因。土壤MBC:MBN的不断升高,不是由土壤养分结构决定,而是微生物种群的变化,是真菌比例的提高引起了土壤MBC:MBN的升高。湿地旱化过程中,真菌:细菌比值的升高说明了真菌对干旱环境更强的适应性,而这种适应有可能促成了土壤MBC:SOC在旱化过程中的不断升高。在湿地旱化前中期,土壤通气条件的改善促进了土壤呼吸;另外,土壤通气条件的改善、土壤粘粒和粉粒含量的减少,枯落物C:N比的增加一起促进了土壤q CO2的升高。而在旱化后期由于底物的缺乏导致了土壤呼吸和q CO2的下降。（5）土壤水分通过促进土壤MBC、MBN含量、细菌和真菌PLFA含量的提高,促进了植物的生长,而真菌对植被生物量的促进作用最为重要。土壤微生物量碳氮、细菌和真菌含量的增加同样促进了植被多样性的升高。通过分析土壤水分通过驱动粘粒、养分组成和微生物群落结构对植被特征的影响,发现相对于土壤颗粒组成和养分组成,细菌和真菌对于植被多样性有明显的促进作用。说明在湿地旱化的过程中,土壤水分以及土壤养分等条件的变化主要是通过影响土壤微生物来影响植被的多样性特征。
张玉群[7]（2020）在《牡蛎壳粉对沉积物中磷的双向调节机制》文中进行了进一步梳理磷对初级生产具有双重阈值作用。基于牡蛎壳粉用于菲律宾蛤仔增殖的实践,认为牡蛎壳粉对沉积物中磷具有双重调节作用。然而,牡蛎壳粉对沉积物中磷调节的研究极其匮乏。为验证该假说,本研究从磷的赋存形态、在沉积物-水界面的扩散/迁移入手,并以牡蛎壳粉调节pH功能、富含有机物及金属阳离子等功能为条件,模拟不同环境下沉积物对磷的吸附动力学、等温吸附特性,以及沉积物中磷赋存形态的改变。结果如下:1)牡蛎壳粉对磷的吸附动力学特征具有一定的时效性,即外源性活性磷酸盐作用下,牡蛎壳粉对活性磷酸盐的迁移/转化具有双向调节作用,这种作用取决于牡蛎壳粉粒径、作用时间及初始活性磷酸盐的浓度;而牡蛎壳粉对磷的等温吸附特征中,无外源性活性磷酸盐作用下,牡蛎壳粉表现为水体中磷的源,这种源的作用强度与牡蛎壳粉的粒径有关。2)无外源性活性磷酸盐作用下,沉积物表现为水体磷的“源”,这种“源”的作用强度与pH,外源性Ca2+、Fe3+、葡萄糖及蛋白质浓度有关;高浓度的外源性Ca2+使沉积物表现为活性磷酸盐的“汇”,这种“源”、“汇”的转变依赖于外源性Ca2+的浓度。3)外源性活性磷酸盐作用下,pH、外源性Ca2+、葡萄糖及蛋白质对活性磷酸盐在沉积物表面的吸附、解吸行为均具有双向调节作用,这种双向调节作用与pH、外源性Ca2+、葡萄糖及蛋白质浓度有关;外源性Fe3+则促进沉积物中活性磷的吸附行为。4)pH、葡萄糖和蛋白质对沉积物中磷赋存形态具有显着的提高作用,这种作用与pH、葡萄糖和蛋白质浓度有关;外源性Fe3+对沉积物中磷赋存形态具有双向调节作用,这种作用与外源性Fe3+浓度有关:外源性Ca2+对沉积物中磷赋存形态既有提高作用,又有双向调节作用,这些作用与外源性Ca2+浓度有关。研究结果可为充分利用牡蛎壳等海水养殖固体废弃物,可实现对滤食性贝类养殖生态系统磷的调控、受损生态系统的生态修复提供科学基础。
徐兰兰[8]（2020）在《镉和砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究》文中进行了进一步梳理近年来,随着近海地区经济的高速发展,我国近海工业带建立了众多金属冶炼、加工及电镀企业,大量富含金属的工业污水被排放至海洋中,造成近海痕量金属污染日益加剧。不同于有机污染物可被生物降解,痕量金属无法自然降解且易在环境中长期积累,从而对海洋生物及海洋生态系统产生潜在的危害。本研究根据目前我国近海海域痕量金属污染现状,选择典型痕量金属镉（Cd）和砷（As（Ⅴ））为暴露污染物,以近海重要渔业生物许氏平鲉（Sebastes schlegelii）幼鱼为研究对象,利用基于核磁共振技术（NMR）的代谢组学和基于同位素标记相对和绝对定量技术（i TRAQ）的蛋白质组学作为研究手段,研究了Cd和As（Ⅴ）对许氏平鲉幼鱼的毒理效应机制。研究结果为痕量金属的环境风险评估提供一定的理论依据。研究结果如下:（1）Cd对许氏平鲉幼鱼毒理效应研究许氏平鲉幼鱼经不同浓度Cd（5μg/L和50μg/L）暴露14天后,鱼体中Cd含量测定结果表明,许氏平鲉幼鱼组织中Cd的富集量随暴露浓度的升高而增加。与对照组相比,5μg/L Cd暴露组鱼体Cd平均含量为对照组的2.75倍,但富集不显着（P>0.05）。50μg/L Cd暴露组鱼体Cd含量为对照组的9.5倍,达到极显着水平（P<0.01）。利用基于NMR技术的代谢组学技术研究表明,Cd暴露后许氏平鲉幼鱼体内代谢产物,包括乳酸、磷酸胆碱、ATP、丙氨酸和肌苷含量发生显着变化。利用基于i TRAQ技术的蛋白质组学研究许氏平鲉幼鱼蛋白质的变化,共得到168个差异蛋白。与对照组相比,低浓度Cd暴露组筛选出91个差异蛋白,包括52个上调表达蛋白和39个下调表达蛋白;高浓度Cd暴露组鉴定出77个差异蛋白,包括32个上调表达蛋白和45个下调表达蛋白。对差异蛋白进行功能和通路分析发现,Cd暴露抑制了许氏平鲉幼鱼糖酵解和三羧酸循环,如抑制糖酵解关键酶如果糖二磷酸醛缩酶、甘油醛3-磷酸脱氢酶、延胡索酸酶和苹果酸酶的表达;促进了许氏平鲉幼鱼的氨基酸、蛋白质和脂质代谢;诱导了许氏平鲉幼鱼严重的免疫、氧化应激反应与神经毒性;干扰了许氏平鲉幼鱼细胞骨架的稳定性;影响了许氏平鲉幼鱼的基因表达和蛋白质转运。此外,蛋白互作网络构建初步挖掘过氧化物酶体双功能酶和甘油醛-3-磷酸脱氢酶可能分别为5μg/L和50μg/L Cd发挥毒性效应的关键蛋白。本研究表明,蛋白质组学和代谢组学方法可以相互验证,并且二者的结合分析有助于从分子水平探索海水中金属污染物对海洋鱼类的毒理机制。（2）As（Ⅴ）对许氏平鲉幼鱼毒理效应研究许氏平鲉幼鱼经不同浓度As（Ⅴ）（5μg/L和50μg/L）暴露14天后,鱼体内As含量测定结果表明,许氏平鲉幼鱼组织中总As富集量随暴露浓度的升高表现出增加趋势,因大多数海洋动物从海水中积累砷酸盐的能力较低,故增加幅度较小。与对照组相比,5μg/L和50μg/L As（Ⅴ）暴露组总As含量分别提高16.1%与19.5%,达到显着水平（P<0.05）。与低浓度暴露组相比,高浓度暴露组总As含量比其高2.9%,富集不显着（P>0.05）。利用基于NMR技术的代谢组学研究表明,As（Ⅴ）暴露后许氏平鲉幼鱼体内代谢产物,包括乳酸、丙氨酸、ATP、肌苷和磷酸胆碱等代谢物含量发生显着变化。利用基于i TRAQ技术的蛋白质组学研究许氏平鲉幼鱼蛋白质的变化,共得到163个差异蛋白。与对照组相比,低浓度组筛选出137个差异蛋白,包括83个上调表达的蛋白和54个下调表达的蛋白;高浓度组鉴定出39个差异蛋白,上调表达蛋白和下调表达蛋白数目分别是22和17。对差异蛋白进行功能和通路分析发现,As（Ⅴ）暴露对许氏平鲉幼鱼的影响表现在以下方面:As（Ⅴ）暴露抑制了许氏平鲉幼鱼糖酵解;促进了许氏平鲉幼鱼的脂质代谢,并干扰许氏平鲉幼鱼的蛋白质降解/合成;促进了许氏平鲉幼鱼氧化磷酸化活性,如细胞色素c氧化酶亚基4、NADH脱氢酶（泛醌）黄素蛋白2和细胞色素b-c1复合物亚基6显着上调表达;影响了许氏平鲉幼鱼细胞外基质相关的信号通路和Ca2+稳态等生理过程;影响了许氏平鲉幼鱼细胞骨架结构;影响了许氏平鲉幼鱼的基因表达和蛋白质转运;诱导了许氏平鲉幼鱼的氧化应激和免疫反应;诱导了低砷组中抗凋亡蛋白和高砷组促凋亡蛋白的表达。此外,蛋白互作网络构建初步挖掘甘油醛-3-磷酸脱氢酶、肌苷5’-磷酸脱氢酶1和40S核糖体蛋白SA为5μg/L As发挥毒性效应的关键蛋白。
马文超[9]（2020）在《从氨基酸视角浅析极地冰川融水及毗邻近海海水有机质的成分和含义》文中提出长期以来,全球气候变化引起各方面的广泛关注。在高纬度地区升温更剧烈的背景下,极地冰川正在快速消融和退缩,入海物质通量增强对近海系统的影响加剧。有机质作为生态系统中物质和能量的基石,既是生态系统的重要基础,同时也对气候变化具有重要的影响和反馈。作为碳、氮双元素的重要载体,氨基酸（Amino Acids,AA）是得以在分子层面实现鉴定和识别的重要化合物,也是揭示不同生境下有机质早期成岩阶段信息的生物标志物。基于高效液相色谱法开展D型和L型氨基酸手性分子的定性和定量分析,本论文从氨基酸视角探究了北极斯瓦尔巴德群岛和南极菲尔德斯半岛的冰川融水河流及毗邻峡湾海水中的有机质成分特征,并据此解析其来源及降解特征差异;在结合冰川消融通量（或流量）数据的基础上,还初步对冰川融水向海输运的物质通量及效率进行了评估。对北极斯瓦尔巴德群岛的两处样品（新奥尔松、巴伦支堡地区）,分别于2017年8-9月和2018年7-8月在现场采集。分析结果显示,斯瓦尔巴德群岛冰川融水在有机质含量和成分上具有明显的空间异质性,并且存在季节性变化。新奥尔松地区海湾河的溶解态有机碳（Dissolved Organic Carbon,DOC）浓度为52±33μM,而巴伦支堡地区绿河的DOC浓度仅为17±7μM。在颗粒态有机质（Particulate Organic Matter,POM）方面,总悬浮颗粒物（Total Suspended Matter,TSM）、颗粒态有机碳（Particulate Organic Carbon,POC）浓度均在冰川消融鼎盛期和末期（8-10月）较高,在消融初期（6月）较低。从氨基酸视角进一步解析冰川融水及毗邻峡湾海水中的有机质成分特征,我们发现新奥尔松地区和巴伦支堡地区呈现出类似的有机质成分空间分布。对于溶解态有机质（Dissolved Organic Matter,DOM）而言,新奥尔松地区和巴伦支堡地区的DOM均表现为冰川融水较峡湾海水更为新鲜,与文献中发现的冻土本身浸出有机质降解程度低的特征相吻合。对峡湾海水而言,其DOM降解程度大、较陈旧的特点,体现了相对更强的微生物改造和修饰信号,和开阔海洋的DOM在氨基酸性质上类似。对于POM,新奥尔松和巴伦支堡地区均表现出冰川融水河流中POM的降解程度高于峡湾海水,暗示流域盆地和河床的土壤沉积物对冰川融水河流POM的重要贡献;在峡湾海水中现场生产对POM的贡献增强。在北极现场还开展了特定的DOM现场培养实验。其中,土壤浸出液开展的有机质降解性实验结果显示,新奥尔松地区土壤浸出液的DOC浓度高达550μM,巴伦支堡地区土壤浸出液的DOC浓度则低至49μM;光照培养10天后新奥尔松地区土壤浸出液的DOC浓度下降至485μM,而巴伦支堡地区土壤浸出液的DOC浓度未有明显变化。除此之外,本研究还在新奥尔松进一步开展了冰川融水DOM的培养实验。结果表明,该地区冰川融水在4天的尺度下呈现了非常高的光降解比例（78%）;但10天内的生物降解性几乎观测不到。作为对比,本研究还开展了2017年1-2月菲尔德斯半岛样品的分析。研究结果显示,该区域冰川融水河流的DOC浓度整体上高于新奥尔松和巴伦支堡地区冰川融水河流,并且在DOM的成分上表现出了和北极海湾河、绿河类似的结果:冰川融水的DOM较峡湾海水降解程度更低。但是对于POM来说,THPAA的指征参数在冰川融水和海湾中得到了非常接近的结果,暗示POM的降解程度在陆海之间的差异并不明显。在POM降解程度的空间差异这一点上,南极和北极存在显着不同。结合挪威水资源与能源署提供的海湾河逐日自动监测数据资料,本研究计算了新奥尔松地区海湾河2017年的径流量为33×106 m3,输沙量为9677 t。使用本研究获得的颗粒有机碳(POC实测值)结果来对挪威方自动逐日监测结果POC监测值进行校正,计算出海湾河单条冰川融水河流在2017年的POC通量为33 t。同时计算了新奥尔松地区和巴伦支堡地区共计16条冰川融水河流的DOC、总溶解态氮（Total Dissolved Nitrogen,TDN）以及溶解态有机氮（Dissolved Organic Nitrogen,DON）的平均浓度,并进一步结合文献通量数据,对北极斯瓦尔巴德群岛整个冰川融水输送的DOC、TDN以及DON通量进行了评估。结果表明斯瓦尔巴德群岛冰川消融驱动的DOC、TDN以及DON年输出通量分别为7271 t、3627 t和1697 t。更进一步,基于我们自己在南极菲尔德斯半岛的化学调查结果,并结合文献冰川融水通量值,本研究估算了南极乔治王岛冰帽年输出DOC、TDN和DON的通量分别为734 t、100 t和4.9 t。与其它泛极地冰川融水和河流体系（例如西伯利亚、阿拉斯加和格陵兰冰盖）相比,斯瓦尔巴德群岛和乔治王岛冰帽具有较高（甚至最高）的DOC、TDN输送效率（即通量除以冰川面积的加权值）。进一步对比南极和北极该两处区域,我们发现虽然斯瓦尔巴德群岛冰川和乔治王岛冰帽输送TDN的效率相近,但其中DON的组成比例却截然不同:斯瓦尔巴德群岛冰川融水输送的TDN中DON约占50%,而乔治王岛冰帽中这一比例仅为5%。
王慧娟[10]（2014）在《内蒙古段黄河表层沉积物氮的赋存形态及对氨氮的吸附/解吸行为研究》文中研究说明氮是水体主要的生源要素之一,氮含量影响水体初级生产力的大小。沉积物中氮的存在形态直接影响其参与生物地球化学循环的途径以及对氮循环的贡献。深入研究沉积物中氮的赋存形态,含量以及分布特征,是准确理解水生生态系统中氮的生物地球化学循环及其生物效应的前提。本文以黄河内蒙古段6个地区的春秋两季表层沉积物为研究对象,研究其氮形态的含量及时空分布特征并探讨其影响机制,同时在实验室模拟条件下研究黄河沉积物对氨氮的吸附、解吸和释放特征。结果表明：（1）内蒙古段黄河6个表层沉积物中春季总氮（TN）含量为166.6mg/kg～310.33mg/kg,平均值为226.57mg/kg；秋季TN含量范围为224.93mg/kg～723.33mg/kg,平均值为480.20mg/kg。具有明显季节性分布差异,秋季TN含量远远高于春季含量。（2）内蒙古段黄河6个表层沉积物中可转化态氮的平均含量由高到低依次为：托县>乌海>乌拉特前旗>老牛湾>临河>包头。沉积物中四种形态可转化态氮的平均含量从大到小依次为：有机物与硫化物结合态氮（OSF-N）184.41mg/kh>铁锰氧化态氮（IMOF-N）42.54mg/kg>离子交换态氮（IEF-N）22.71mg/kg>碳酸盐结合态氮（CF-N）5.65mg/kg。SF-N是沉积物中氮的主要赋存形态氮,占可转化态氮的62.90%。（3）沉积物中氮的赋存形态有明显的季节性分布特征,呈秋高春低的趋势。沉积物中不同形态氮的平均含量分别为：可转化态氮（TTN）为184.41mg/kg；非转化态氮（NTN）为168.98mg/kg；可交换态氮（EN）为11.02mg/kg；可矿化态氮（MN）为6.10mg/kg；固定态铵（FN）为66.46mg/kg,沉积物中各形态氮与沉积物TN之间有显着正相关性；与沉积物理化特性之间相关性均较好,在p<0.01和P<0.05的水平上都有不同程度的显着相关关系。在可交换态氮的三种形态中含量最高的是铵态氮（NH4-N）,占总EN的68.81%,是沉积物-水界面间氮交换的主要形态；其次为硝酸盐氮（N03-N）,占总EN的28.67%；含量最低为亚硝酸盐氮（N02-N）,只占总EN的2.52%。三种形态可交换态氮之间存在动态平衡关系,可以互相转化。沉积物中有机质含量及阳离子交换量（CEC）大小均影响到NH4-N.NO3-N和N02-N的含量及分布。（4）内蒙古段黄河表层沉积物对氨氮的等温吸附曲线与Langmuir吸附等温模型和Freundlich吸附等温模型均有很好的拟合效果。得出最大吸附量为416.67mg/kg～2000.00mg/kg,平均值为1018.48mg/kg.在低氨氮浓度环境下沉积物会向水体释放氨氮,拟合得到吸附/解吸平衡浓度为1.00mg/L～2.03mg/L,平均值为1.61mg/L。沉积物吸附氨氮的动力学曲线可以用Lagergren准一级吸附速率方程和二级吸附速率方程来描述,具有很好的相关性。沉积物吸附氨氮的反应属于不可逆反应。沉积物对氨氮的吸附过程是复杂的物理化学反应共同作用的结果,受到许多因素的影响。沉积物氨氮的吸附能力大小主要受沉积物中有机质含量的影响,呈正相关关系。由于沉积物有机质也是决定沉积物营养元素含量的主要参数,所以沉积物中TN、总磷（TP）含量的增加也会在很大程度上提高沉积物对氨氮的吸附能力。（5）沉积物释放氨氮的动力学过程与Lagergren准二级动力学方程拟合结果呈显着相关性,由拟合得出平衡释放量S。为37.31mg/kg～57.47mg/kg。并且秋季各沉积物的释放量明显高于春季的释放量。沉积物释放氨氮的能力主要受营养元素的含量及有机质含量的影响,随有机质和TN、TP含量的增加,其释放氨氮能力也相应提高。
二、黄河水中甘氨酸对铅(Ⅱ)与表层沉积物相互作用的影响（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、黄河水中甘氨酸对铅(Ⅱ)与表层沉积物相互作用的影响（论文提纲范文）
（1）莱州湾微塑料污染特征及其对典型双壳贝类生态毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 微塑料定义和来源 |
| 1.1.1 微塑料定义 |
| 1.1.2 微塑料来源 |
| 1.2 多环境介质中微塑料污染 |
| 1.2.1 水体中微塑料污染现状 |
| 1.2.2 沉积物中微塑料污染现状 |
| 1.2.3 生物体中微塑料污染现状 |
| 1.3 微塑料对水生生物的影响 |
| 1.3.1 繁殖 |
| 1.3.2 能量储备和生长 |
| 1.3.3 免疫功能 |
| 1.3.4 营养级传递 |
| 1.4 莱州湾简介 |
| 1.5 模式生物选择 |
| 1.6 本论文的研究意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究意义及内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 莱州湾微塑料污染特征研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 微塑料提取 |
| 2.2.3 微塑料样品的镜检 |
| 2.2.4 微塑料的聚合物类型鉴定 |
| 2.2.5 污染控制 |
| 2.2.6 洋流模拟 |
| 2.2.7 数据统计与分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 微塑料丰度 |
| 2.3.2 微塑料的形状及尺寸特征 |
| 2.3.3 微塑料化学组成 |
| 2.3.4 微塑料分布特征 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 表层水和沉积物中的微塑料 |
| 2.4.2 生物体内微塑料 |
| 2.4.3 环境与鱼类中微塑料的关系 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 长牡蛎对微塑料暴露的生理响应 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 微塑料制备 |
| 3.2.3 室内暴露 |
| 3.2.4 微塑料富集 |
| 3.2.5 生理行为测量 |
| 3.2.6 抗氧化指标、能量代谢和脂质代谢指标的测定 |
| 3.2.7 综合生物标志物响应指数法(IBR) |
| 3.2.8 组织学分析 |
| 3.2.9 毒理学风险评估 |
| 3.2.10 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 微塑料在组织中的富集 |
| 3.3.2 生理指标响应 |
| 3.3.3 氧化应激 |
| 3.3.4 能量和脂质代谢 |
| 3.3.5 综合生物标志物响应 |
| 3.3.6 病理组织学损伤 |
| 3.3.7 危险指数评价 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 微塑料对长牡蛎毒性效应的组学研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 微塑料制备 |
| 4.2.3 室内暴露 |
| 4.2.4 代谢组学 |
| 4.2.5 蛋白质组学 |
| 4.2.6 目的基因表达定量分析 |
| 4.2.7 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 差异代谢物 |
| 4.3.2 代谢通路分析 |
| 4.3.3 差异表达蛋白质 |
| 4.3.4 生物信息分析 |
| 4.3.5 iTRAQ蛋白质组学的验证 |
| 4.3.6 细胞凋亡调控和分子伴侣的作用 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 微塑料对菲律宾蛤仔和栉孔扇贝生理响应的比较研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 微塑料制备 |
| 5.2.3 室内暴露 |
| 5.2.4 微塑料的富集 |
| 5.2.5 生理行为测量 |
| 5.2.6 抗氧化指标、能量代谢和脂质代谢指标的测定 |
| 5.2.7 综合生物标志物响应指数法(IBR) |
| 5.2.8 组织学分析 |
| 5.2.9 毒理学风险评估 |
| 5.2.10 统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 菲律宾蛤仔和栉孔扇贝对微塑料的富集作用 |
| 5.3.2 生理指标响应 |
| 5.3.3 生物标志物变化 |
| 5.3.3.1 氧化应激 |
| 5.3.3.2 能量代谢 |
| 5.3.3.3 脂质代谢 |
| 5.3.4 组织损伤 |
| 5.3.5 综合生物标志物响应 |
| 5.3.6 证据权重评估 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 本研究主要结论 |
| 6.2 本研究的创新点 |
| 6.3 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 |
（2）出土彩绘石质佛造像表面沉积结壳的清洗研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 出土彩绘石质佛造像的基本情况 |
| 2.1.1 出土彩绘石质文物的埋藏原因及价值 |
| 2.1.2 出土彩绘石质文物代表性遗址 |
| 2.1.3 出土彩绘石质文物常见本体材料 |
| 2.2 石质文物沉积结壳的成因及清洗研究 |
| 2.2.1 结壳的成分结构及成因 |
| 2.2.2 结壳的清洗方法 |
| 2.2.3 出土石质文物清洗评价体系 |
| 2.3 选题意义、研究内容、创新性、研究方法 |
| 2.3.1 选题意义 |
| 2.3.2 研究内容 |
| 2.3.3 选题创新性 |
| 2.3.4 研究方法和技术路线 |
| 3 出土彩绘石质佛造像保存现状及沉积结壳研究 |
| 3.1 分析方法与测试条件 |
| 3.1.1 表面信息观察 |
| 3.1.2 无机材料的成分与结构分析 |
| 3.1.3 有机胶结材料成分与结构分析 |
| 3.1.4 埋藏土壤中离子组成分析 |
| 3.2 出土彩绘石质佛造像材质分析 |
| 3.2.1 造像石材 |
| 3.2.2 造像彩绘颜料 |
| 3.2.3 造像彩绘胶结材料 |
| 3.2.4 造像彩绘工艺探讨 |
| 3.3 出土彩绘石质佛造像表面沉积结壳及形成机理讨论 |
| 3.3.1 造像病害情况 |
| 3.3.2 沉积结壳成分及结构 |
| 3.3.3 沉积结壳形成环境 |
| 3.3.4 沉积结壳形成机理讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 沉积结壳清洗材料研究 |
| 4.1 清洗剂研究 |
| 4.1.1 实验材料方法及测试仪器条件 |
| 4.1.2 清洗剂初筛 |
| 4.1.3 清洗剂清洗效率 |
| 4.1.4 清洗剂对样块表面影响 |
| 4.2 凝胶研究 |
| 4.2.1 实验材料与实验方法 |
| 4.2.2 凝胶筛选 |
| 4.2.3 PVAm凝胶清洗材料化学结构 |
| 4.2.4 PVAm凝胶清洗材料粘度 |
| 4.2.5 PVAm凝胶清洗材料酸碱度 |
| 4.2.6 PVAm凝胶清洗材料中溶液渗透性 |
| 4.2.7 PVAm凝胶清洗材料清洗机理 |
| 4.3 小结 |
| 5 PVAm凝胶材料清洗研究 |
| 5.1 实验材料与实验方法 |
| 5.1.1 模拟样品制备材料 |
| 5.1.2 模拟样品制备方法 |
| 5.2 PVAm凝胶材料清洗效率 |
| 5.3 PVAm凝胶材料清洗的表面影响 |
| 5.3.1 表面形貌 |
| 5.3.2 表面色差 |
| 5.4 PVAm凝胶材料清洗的水理结构影响 |
| 5.4.1 孔隙率 |
| 5.4.2 吸水率 |
| 5.5 文物清洗案例 |
| 5.5.1 清洗经过 |
| 5.5.2 清洗效果 |
| 5.6 小结 |
| 6 出土石质文物清洗评价体系研究 |
| 6.1 出土石质文物清洗评价指标体系建立 |
| 6.1.1 评价指标体系构建原则 |
| 6.1.2 评价指标体系建立 |
| 6.1.3 评价体系中指标含义 |
| 6.2 出土石质文物清洗综合评价模型的建立 |
| 6.2.1 层次分析赋权 |
| 6.2.2 模糊灰色聚类 |
| 6.2.3 等级评分依据 |
| 6.3 出土石质文物清洗评价实例 |
| 6.3.1 评分来源 |
| 6.3.2 模糊灰色聚类 |
| 6.3.3 评价结果分析 |
| 6.4 出土石质文物清洗评价体系分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 附录一: 出土石质文物清洗效果评分表 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（3）镉和砷对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 中国近海镉、砷污染的来源及现状 |
| 1.1.1 Cd、As污染的来源 |
| 1.1.2 中国近海Cd和As污染现状 |
| 1.2 Cd和As毒性机制的研究进展 |
| 1.2.1 Cd毒性机制的研究进展 |
| 1.2.2 As毒性机制的研究进展 |
| 1.3 海洋双壳贝类在重金属污染监测及毒理效应研究中的应用 |
| 1.3.1 海洋双壳贝类是理想的海洋环境监测生物 |
| 1.3.2 Cd对海洋双壳贝类的毒理效应研究进展 |
| 1.3.3 As对海洋双壳贝类的毒理效应研究进展 |
| 1.4 剂量-效应关系概要及其在生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 剂量-效应关系的类型 |
| 1.4.2 基准剂量方法 |
| 1.4.3 基于组学技术的剂量-效应关系研究进展 |
| 1.5 Meta分析概要及其在生态领域研究中的应用 |
| 1.5.1 Meta分析的基本步骤 |
| 1.5.2 Meta分析在生态学研究领域的应用 |
| 1.6 本论文的研究意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 Cd对海洋双壳贝类毒性效应的Meta分析 |
| 2.1 资料与方法 |
| 2.1.1 文献检索及筛选 |
| 2.1.2 数据提取 |
| 2.1.3 效应值的选取及统计分析 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 文章检索和数据提取结果 |
| 2.2.2 Cd对海洋双壳贝类毒性效应的物种差异 |
| 2.2.3 Cd对海洋双壳贝类毒性效应的组织差异 |
| 2.2.4 海洋双壳贝类应对Cd暴露毒性效应指标的响应特征 |
| 2.2.5 Cd暴露浓度对海洋双壳贝类毒性效应的影响 |
| 2.2.6 响应指标与Cd的剂量-效应关系 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 Cd对海洋双壳贝类毒性的物种、组织特异性 |
| 2.3.2 Cd对海洋双壳贝类毒性效应指标的剂量-效应关系 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 Cd对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试剂与仪器 |
| 3.1.2 Cd暴露实验 |
| 3.1.3 样品采集和处理 |
| 3.1.4 Cd富集量及必需金属元素含量测定 |
| 3.1.5 转录组测序及生物信息学分析 |
| 3.1.6 基于核磁共振技术的代谢组学分析 |
| 3.1.7 酶活性及GSH含量检测 |
| 3.1.8 组织病理损伤评价及细胞凋亡测定 |
| 3.1.9 剂量-效应关系模型拟合及BMD值计算 |
| 3.1.10 统计分析 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 菲律宾蛤仔整体组织中Cd及必需金属元素含量 |
| 3.2.2 菲律宾蛤仔整体组织转录组对Cd暴露的响应 |
| 3.2.3 菲律宾蛤仔整体组织代谢组对Cd暴露的响应 |
| 3.2.4 菲律宾蛤仔整体组织酶活及GSH等指标对Cd暴露的响应 |
| 3.2.5 Cd暴露导致的菲律宾蛤仔鳃和消化腺细胞凋亡及组织损伤 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 Cd对菲律宾蛤仔离子内稳态的影响机制 |
| 3.3.2 Cd诱导菲律宾蛤仔氧化应激的机制 |
| 3.3.3 Cd对菲律宾蛤仔代谢动态平衡的影响机制 |
| 3.3.4 Cd诱导菲律宾蛤仔细胞凋亡及组织损伤的机制 |
| 3.3.5 Cd对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 As(V)对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂与仪器 |
| 4.1.2 As(Ⅴ)对菲律宾蛤仔的96h半致死浓度测定 |
| 4.1.3 As(Ⅴ)暴露实验 |
| 4.1.4 样品采集和处理 |
| 4.1.5 总砷及砷形态含量测定 |
| 4.1.6 转录组测序及生物信息学分析 |
| 4.1.7 基于质谱技术的代谢组分析 |
| 4.1.8 组织病理损伤评价 |
| 4.1.9 BMD建模及计算 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 菲律宾蛤仔整体组织中总砷及各砷形态含量 |
| 4.2.2 菲律宾蛤仔整体组织转录组对As(Ⅴ)暴露的响应 |
| 4.2.3 菲律宾蛤仔整体组织代谢组对As(Ⅴ)暴露的响应 |
| 4.2.4 As(Ⅴ)暴露导致的菲律宾蛤仔鳃和消化腺组织病理损伤 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 菲律宾蛤仔体内砷形态的转化机制 |
| 4.3.2 As(Ⅴ)诱导菲律宾蛤仔体内氧化应激的机制 |
| 4.3.3 As(Ⅴ)对菲律宾蛤仔生殖内分泌干扰效应 |
| 4.3.4 As(Ⅴ)对菲律宾蛤仔代谢动态平衡的影响机制 |
| 4.3.5 As(Ⅴ)对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 纳入Meta分析中的文献目录 |
| 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 |
（4）甘氨酸-β-环糊精洗脱-生物降解修复石油污染土壤的效能及影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1 章 绪论 |
| 1.1 石油污染土壤概况 |
| 1.1.1 石油污染土壤现状 |
| 1.1.2 石油污染土壤的途径 |
| 1.1.3 石油各成分对土壤的危害作用 |
| 1.2 石油污染土壤修复技术概述 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 生物修复技术 |
| 1.3 石油污染修复面临的挑战 |
| 1.4 油污土壤修复技术的展望 |
| 1.4.1 从单一技术修复向多项综合技术修复发展。 |
| 1.4.2 向绿色土壤生物修复技术发展 |
| 1.4.3 从异位向原位的土壤修复方向发展 |
| 1.5 石油污染土壤的生物修复机制分析 |
| 1.5.1 微生物对石油烃的降解作用及其影响因素 |
| 1.5.2 微生物群落对土壤中重金属的迁移转化机制 |
| 1.6 石油污染土壤修复效果的指示 |
| 1.6.1 石油烃降解效率指示 |
| 1.6.2 微生物多样性变化指示 |
| 1.6.3 高等植物吸收毒理指示 |
| 1.7 环糊精及其衍生物在污染土壤修复中的应用 |
| 1.7.1 环糊精及其衍生物简介 |
| 1.7.2 环糊精衍生物在有机物污染土壤修复中的应用 |
| 1.7.3 环糊精衍生物在重金属污染土壤修复中的应用 |
| 1.7.4 环糊精衍生物在有机物-重金属复合污染土壤修复中的应用 |
| 1.8 选题背景与研究构想 |
| 1.8.1 选题背景 |
| 1.8.2 研究构想 |
| 第2 章 甘氨酸-β-环糊精对土壤中石油烃的增溶解吸行为研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验设备与材料 |
| 2.2.1 实验设备 |
| 2.2.2 主要试剂及原料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 土壤采集、预处理及理化性质的测定 |
| 2.3.2 甘氨酸-β-环糊精(G-β-CD)的合成及表征 |
| 2.3.3 石油污染土壤样品中石油烃总量测定 |
| 2.3.4 土壤中石油烃的增溶解吸作用研究 |
| 2.3.5 解吸率计算方程式 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 土壤理化性质测定结果 |
| 2.4.2 甘氨酸-β-环糊精的红外光谱分析 |
| 2.4.3 β-环糊精改性前后对土壤中石油烃的增溶作用对比 |
| 2.4.4 G-β-CD预处理对石油污染土壤中石油烃解吸的影响因素分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3 章 甘氨酸-β-环糊精对石油污染土壤中重金属铅的增溶解吸行为研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验设备与材料 |
| 3.2.1 实验设备 |
| 3.2.2 主要试剂及配方 |
| 3.2.3 石油污染土壤样品采集与处理 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 G-β-CD的合成及X射线光电子能谱分析 |
| 3.3.2 土壤中铅、铜的解吸试验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 G-β-CD的 XPS光谱表征 |
| 3.4.2 G-β-CD对石油污染土壤中重金属铅解吸的影响因素分析 |
| 3.4.3 G-β-CD作用前后污染土壤中重金属形态的变化分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4 章 甘氨酸-β-环糊精对石油污染土壤生物修复的促进作用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验设备与材料 |
| 4.2.1 实验设备 |
| 4.2.2 主要原料及试剂 |
| 4.3 实验技术路线图与实验方法 |
| 4.3.1 实验技术路线图 |
| 4.3.2 实验方法 |
| 4.4 实验结果与讨论 |
| 4.4.1 土壤中多酚氧化酶的活性变化 |
| 4.4.2 土壤中过氧化氢酶的活性变化 |
| 4.4.3 土壤中脱氢酶的活性变化 |
| 4.4.4 土壤中脂肪酶的活性变化 |
| 4.4.5 土壤中生物群落结构的变化分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5 章 高效石油烃降解菌的筛选及其降解条件的优化研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 设备与材料 |
| 5.2.1 实验设备 |
| 5.2.2 主要试剂及配方 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 石油烃降解菌株的富集分离与鉴别 |
| 5.3.2 石油烃降解菌发酵条件的优化研究 |
| 5.4 实验结果与讨论 |
| 5.4.1 石油烃降解菌株的富集分离与鉴别 |
| 5.4.2 石油烃降解菌发酵条件的优化研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6 章 石油污染土壤甘氨酸-β-环糊精洗脱-生物降解联合修复效果评价研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 设备与材料 |
| 6.2.1 实验设备 |
| 6.2.2 主要原料及试剂 |
| 6.3 实验技术路线图与实验方法 |
| 6.3.1 实验技术路线图 |
| 6.3.2 实验方法 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 G-β-CD-微生物联合修复对石油烃的降解效果 |
| 6.4.2 G-β-CD-微生物联合修复对原油各组分的降解效果 |
| 6.4.3 G-β-CD-微生物联合修复对微生物多样性的影响 |
| 6.4.4 G-β-CD-微生物联合修复过程中高等植物毒性变化 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7 章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表的论文目录 |
| 附录B 攻读学位期间申请的发明专利 |
| 附录C 攻读学位期间所主持或参与的课题 |
| 致谢 |
（5）辽河滨海芦苇湿地有机碳的埋藏过程及控制因素（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 选题背景和意义 |
| 1.2 滨海湿地有机质的来源 |
| 1.3 滨海湿地有机质的埋藏、封存及其机理 |
| 1.4 表生环境溶解性有机质的性质及其对有机碳循环的意义 |
| 1.5 DOM与微生物群落的相互作用过程及其对碳埋藏的影响 |
| 1.6 主要研究内容和拟解决关键科学问题 |
| 1.7 技术路线与实际工作量 |
| 2 样品与实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 测年 |
| 2.4 基础理化参数的测定 |
| 2.5 沉积物有机质整体参数测定 |
| 2.6 溶解有机质参数测定 |
| 2.7 激发发射矩阵(EEM)光谱和PARAFAC分析 |
| 2.8 FT-ICR MS测试分析 |
| 2.9 沉积类脂化合物提取与气相色谱质谱(GC-MS)分析 |
| 2.10 微生物群落结构和功能分析 |
| 3 辽河滨海芦苇湿地有机质的来源 |
| 3.1 类脂化合物的组成特征及其指示意义 |
| 3.2 沉积有机质中极性化合物的分子组成特征及其意义 |
| 本章小结 |
| 4 辽河滨海湿地DOM在表层水和沉积物孔隙水中的迁移转化 |
| 4.1 表层水和孔隙水的物理化学特征、光学性质与DOM分子组成 |
| 4.2 辽河滨海湿地不同生境地表水DOM的异质性 |
| 4.3 DOM从地表到沉积物孔隙水过程的控制因素 |
| 本章小结 |
| 5 辽河滨海湿地沉积有机质与沉积物微生物的相互作用过程及其控制因素 |
| 5.1 辽河滨海芦苇湿地沉积物基本物理化学特征 |
| 5.2 辽河滨海湿地沉积物溶解有机质性质的垂向变化特征 |
| 5.3 辽河滨海湿地微生物群落结构组成与特定功能基因表达量的垂向变化特征 |
| 5.4 辽河滨海芦苇湿地DOM与微生物的垂向耦合过程 |
| 5.5 辽河滨海湿地不同地貌沉积物微生物群落多样性的季节演变 |
| 5.6 不同生境、不同季节沉积物DOM性质差异及其控制因素 |
| 本章小结 |
| 6 辽河滨海芦苇湿地有机碳埋藏过程及其关键控制因素 |
| 6.1 沉积物有机碳通量的降解速率及微生物作用对其的制约 |
| 6.2 辽河滨海芦苇湿地中沉积物有机碳的周转周期 |
| 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 论文的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（6）毛乌素地区土壤-植被系统对湿地旱化过程的响应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景、目的与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湿地的重要性和面临的严峻形势 |
| 1.2.2 植被群落演替对湿地旱化过程的响应 |
| 1.2.3 土壤碳氮磷循环对湿地旱化过程的响应 |
| 1.2.4 土壤微生物组成和功能对湿地旱化过程的响应 |
| 1.2.5 生态系统不同组成在湿地旱化过程的复杂相互作用 |
| 第二章 研究内容与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置与地形地貌 |
| 2.1.2 气候与降水 |
| 2.1.3 河流和水文 |
| 2.1.4 土壤和植被概况 |
| 2.2 研究目标与研究内容 |
| 2.2.1 研究目标 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.4 研究方法 |
| 2.4.1 实验样地的选择和样点的布设 |
| 2.4.2 植被调查和植被多样性统计 |
| 2.4.3 土样的采集 |
| 2.4.4 土壤分析 |
| 2.4.5 数据处理 |
| 第三章 植被特征对湿地旱化的响应 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 湿地不同旱化阶段的植被特征 |
| 3.2.2 湿地旱化不同演替阶段的枯落物特征 |
| 3.2.3 植被与土壤水分、植被生长与植被多样性之间的线性拟合分析 |
| 3.2.4 土壤水分对植被特性影响的路径分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 水分对植被密度、盖度和地上生物量的作用 |
| 3.3.2 植被密度、盖度和生物量对植被多样性的作用 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 土壤水分变化驱动土壤物理特性改变对植被的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 湿地旱化不同阶段的土壤物理特性 |
| 4.2.2 植被特征与土壤物理性质的相关关系分析 |
| 4.2.3 土壤水分驱动土壤物理组成影响植被特征的路径分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 土壤水分变化对土壤物理特性的影响 |
| 4.3.2 土壤物理性质与植被特征的关系 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 土壤水分变化驱动土壤养分组成影响植被的过程研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 湿地旱化不同阶段的土壤养分组成 |
| 5.2.2 土壤养分与植被、枯落物和土壤物理特性间的相关关系分析 |
| 5.2.3 土壤水分驱动土壤养分对植被的产生作用的路径分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 土壤碳氮磷养分组成对湿地旱化过程的响应 |
| 5.3.2 土壤养分组成对植被生长特征的影响 |
| 5.3.3 土壤养分组成对植被多样性特征的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 土壤微生物群落结构和碳代谢功能对湿地旱化的响应 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 湿地不同旱化阶段的土壤微生物量碳氮和群落结构 |
| 6.2.2 湿地不同旱化阶段的土壤微生物碳代谢功能特性 |
| 6.2.3 土壤微生物特性与枯落物和土壤化学组成的相关关系分析 |
| 6.2.4 土壤水分变化通过驱动养分组成对微生物量和群落结构产生影响的路径分析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 土壤微生物量碳氮和群落结构对湿地旱化的响应 |
| 6.3.2 土壤呼吸对湿地旱化的响应 |
| 6.3.3 微生物商和代谢商对湿地旱化的响应 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 湿地旱化演替过程中的综合响应研究 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 植被特征与微生物特征的相关性分析 |
| 7.2.2 土壤水分驱动土壤微生物特征影响植被特征的路径 |
| 7.2.3 土壤水分驱动的总路径分析 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（7）牡蛎壳粉对沉积物中磷的双向调节机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 磷的生态学意义 |
| 1.2 磷的生物地球化学行为 |
| 1.3 海洋沉积物对磷的源/汇功能 |
| 1.4 牡蛎壳粉的生态作用 |
| 1.5 研究目的与技术路线 |
| 第二章 牡蛎壳粉对活性磷酸盐吸附/释放行为 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 计算方法 |
| 2.1.3 统计分析方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 pH对沉积物中磷迁移/转化的影响 |
| 3.1 沉积物吸附、释放活性磷酸盐对pH的响应 |
| 3.1.1 材料和方法 |
| 3.1.1.1 pH水平 |
| 3.1.1.2 实验材料 |
| 3.1.1.3 实验方法 |
| 3.1.1.4 计算方法 |
| 3.1.1.5 统计分析方法 |
| 3.1.2 结果 |
| 3.1.3 讨论 |
| 3.1.4 结论 |
| 3.2 沉积物中磷赋存形态对pH的响应 |
| 3.2.1 材料和方法 |
| 3.2.1.1 实验材料 |
| 3.2.1.2 实验方法 |
| 3.2.1.3 统计分析方法 |
| 3.2.2 结果 |
| 3.2.3 讨论 |
| 3.2.4 结论 |
| 第四章 金属阳离子对沉积物中磷迁移/转化的影响 |
| 4.1 沉积物吸附、释放活性磷酸盐对Ca~(2+)的响应 |
| 4.1.1 材料和方法 |
| 4.1.1.1 实验材料 |
| 4.1.1.2 实验方法 |
| 4.1.1.3 计算方法 |
| 4.1.1.4 统计分析方法 |
| 4.1.2 结果 |
| 4.1.3 讨论 |
| 4.1.4 结论 |
| 4.2 沉积物吸附、释放活性磷酸盐对Fe~(3+)的响应 |
| 4.2.1 材料和方法 |
| 4.2.1.1 实验材料 |
| 4.2.1.2 实验方法 |
| 4.2.1.3 计算方法 |
| 4.2.1.4 统计分析方法 |
| 4.2.2 结果 |
| 4.2.3 讨论 |
| 4.2.4 结论 |
| 4.3 沉积物中磷赋存形态对Ca~(2+)的响应 |
| 4.3.1 材料和方法 |
| 4.3.1.1 实验材料 |
| 4.3.1.2 实验方法 |
| 4.3.1.3 统计分析方法 |
| 4.3.2 结果 |
| 4.3.3 讨论 |
| 4.3.4 结论 |
| 4.4 沉积物中磷赋存形态对Fe~(3+)的响应 |
| 4.4.1 材料和方法 |
| 4.4.1.1 实验材料 |
| 4.4.1.2 实验方法 |
| 4.4.1.3 统计分析方法 |
| 4.4.2 结果 |
| 4.4.3 讨论 |
| 4.4.4 结论 |
| 第五章 有机物对沉积物中磷迁移/转化的影响 |
| 5.1 沉积物吸附、释放活性磷酸盐对葡萄糖的响应 |
| 5.1.1 材料和方法 |
| 5.1.1.1 实验材料 |
| 5.1.1.2 实验方法 |
| 5.1.1.3 计算方法 |
| 5.1.1.4 统计分析方法 |
| 5.1.2 结果 |
| 5.1.3 讨论 |
| 5.1.4 结论 |
| 5.2 沉积物吸附、释放活性磷酸盐对蛋白质的响应 |
| 5.2.1 材料和方法 |
| 5.2.1.1 实验材料 |
| 5.2.1.2 实验方法 |
| 5.2.1.3 计算方法 |
| 5.2.1.4 统计分析方法 |
| 5.2.2 结果 |
| 5.2.3 讨论 |
| 5.2.4 结论 |
| 5.3 沉积物中磷赋存形态对葡萄糖的响应 |
| 5.3.1 材料和方法 |
| 5.3.1.1 实验材料 |
| 5.3.1.2 实验方法 |
| 5.3.1.3 统计分析方法 |
| 5.3.2 结果 |
| 5.3.3 讨论 |
| 5.3.4 结论 |
| 5.4 沉积物中磷赋存形态对蛋白质的响应 |
| 5.4.1 材料和方法 |
| 5.4.1.1 实验材料 |
| 5.4.1.2 实验方法 |
| 5.4.1.3 统计分析方法 |
| 5.4.2 结果 |
| 5.4.3 讨论 |
| 5.4.4 结论 |
| 第六章 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 攻读学位期间参与的课题项目 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（8）镉和砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 我国近海痕量金属污染概况 |
| 1.2 我国近海镉和砷的污染特点 |
| 1.2.1 镉和砷在我国近海海水中的含量概况 |
| 1.2.2 镉和砷在我国近海沉积物中的含量概况 |
| 1.2.3 镉和砷在海洋生物中的富集 |
| 1.3 镉和砷对海洋生物的毒性效应及作用机制 |
| 1.3.1 镉和砷对海洋生物的毒性效应 |
| 1.3.2 海洋生物对镉和砷胁迫的应答机制 |
| 1.4 组学技术在海洋生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 转录组学在海洋生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.2 蛋白质组学在海洋生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.3 代谢组学在海洋生态毒理学研究中的应用 |
| 1.5 本论文的研究内容、意义及技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 镉对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 镉暴露实验 |
| 2.1.2 镉对许氏平鲉幼鱼毒理效应的代谢组学研究 |
| 2.1.3 镉对许氏平鲉幼鱼毒理效应的蛋白质组学研究 |
| 2.1.4 对许氏平鲉幼鱼总镉含量的测定 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 镉暴露对许氏平鲉幼鱼金属含量的影响 |
| 2.2.2 镉暴露对许氏平鲉幼鱼代谢组的影响 |
| 2.2.3 镉暴露对许氏平鲉幼鱼蛋白组的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 镉在许氏平鲉幼鱼体内的富集 |
| 2.3.2 代谢 |
| 2.3.3 免疫和氧化应激 |
| 2.3.4 细胞骨架 |
| 2.3.5 信号转导和神经毒性 |
| 2.3.6 基因表达 |
| 2.3.7 蛋白质转运 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 砷暴露实验 |
| 3.1.2 砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应的代谢组学研究 |
| 3.1.3 砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应的蛋白组学研究 |
| 3.1.4 对许氏平鲉幼鱼总砷含量的测定 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 砷暴露对许氏平鲉幼鱼金属含量的影响 |
| 3.2.2 砷暴露对许氏平鲉幼鱼代谢组的影响 |
| 3.2.3 砷暴露对许氏平鲉幼鱼蛋白组的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 砷在许氏平鲉幼鱼体内的富集 |
| 3.3.2 糖酵解 |
| 3.3.3 脂质和氨基酸代谢 |
| 3.3.4 线粒体能量代谢 |
| 3.3.5 信号转导 |
| 3.3.6 细胞骨架 |
| 3.3.7 基因表达和蛋白质转运 |
| 3.3.8 氧化应激、免疫和凋亡 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 结论与研究展望 |
| 4.1 本研究的主要结论 |
| 4.2 本研究的创新点 |
| 4.3 本研究的不足和展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 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）从氨基酸视角浅析极地冰川融水及毗邻近海海水有机质的成分和含义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略语表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 有机质的研究意义 |
| 1.2 氨基酸在海洋有机地球化学研究中的主要应用 |
| 1.2.1 氨基酸的存在形式 |
| 1.2.2 氨基酸指标对有机质早期成岩过程(降解程度)的量化指征 |
| 1.3 极地河口海岸有机质的研究现状和存在问题 |
| 1.4 本文的研究意义和研究内容 |
| 第二章 研究区域和研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.1.1 北极斯瓦尔巴德群岛 |
| 2.1.1.1 新奥尔松地区 |
| 2.1.1.2 巴伦支堡地区 |
| 2.1.2 南极菲尔德斯半岛 |
| 2.2 采样与分析方法 |
| 2.2.1 样品采集方法 |
| 2.2.2 样品测定方法 |
| 2.2.2.1 实验仪器、器皿和试剂 |
| 2.2.2.2 实验准备工作 |
| 2.2.2.3 氨基酸的分析方法 |
| 2.2.2.4 其它参数的测定方法 |
| 第三章 北极新奥尔松地区冰川融水河流和毗邻峡湾海水中的有机质特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 样品介绍 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 大面调查 |
| 3.3.2 培养实验 |
| 3.3.3 POC实际测定值校正POC监测值 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 冰川融水及毗邻峡湾海水中有机质的来源演替 |
| 3.4.2 冰川融水河流溶解有机质进入峡湾后命运浅析 |
| 3.4.3 海湾河的径流通量和输送效率 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 北极巴伦支堡地区冰川融水河流和毗邻峡湾海水中的有机质特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 样品介绍 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 冰川融水河流各参数的分布特征 |
| 4.3.2 绿河:从盆地到河口各参数的分布特征 |
| 4.3.3 峡湾海水中各参数的分布特征 |
| 4.3.4 培养实验结果 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 从有机质成分浅析冰川融水到毗邻峡湾中有机质来源的演替 |
| 4.4.2 斯瓦尔巴德群岛冰川融水入海物质通量初探 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 南极菲尔德斯半岛冰川融水河流及毗邻海湾水体中的有机质特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 样品介绍 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 河流中各参数的分布特征 |
| 5.3.2 河流增程下的生源物质变化 |
| 5.3.3 玉泉河河口的各参数变化 |
| 5.3.4 麦克斯韦尔海湾的各参数空间分布 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 冰川融水河流和海湾中有机质来源的演替特征 |
| 5.4.2 湖泊中的有机质特征 |
| 5.4.3 柯林斯冰帽消融输出的物质通量估算 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 总结 |
| 6.1 主要发现 |
| 6.2 本文的特色和创新点 |
| 6.3 问题与不足 |
| 6.4 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（10）内蒙古段黄河表层沉积物氮的赋存形态及对氨氮的吸附/解吸行为研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 沉积物氮的赋存形态 |
| 1.1.1 无机氮 |
| 1.1.2 有机氮 |
| 1.1.3 连续分级提取态氮 |
| 1.2 沉积物氮循环 |
| 1.2.1 自然界氮循环 |
| 1.2.2 水体环境氮循环 |
| 1.2.3 氮在沉积物-水界面上的迁移转化行为 |
| 1.3 沉积物氮的时空变化特征 |
| 1.4 研究背景和研究意义 |
| 1.4.1 研究区域简介 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.5 研究内容与目的 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目的 |
| 第二章 研究路线与方案 |
| 2.1 研究技术路线 |
| 2.2 仪器和试剂 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 样品的采集及处理 |
| 2.3.2 理化性质分析 |
| 2.3.3 可转化态氮的提取与测定 |
| 2.3.4 不同形态氮的测定 |
| 2.3.5 沉积物对氨氮的吸附实验 |
| 2.3.6 沉积物对氨氮的释放实验 |
| 2.3.7 相关性分析 |
| 第三章 内蒙古段黄河表层沉积物中氮的赋存特征 |
| 3.1 黄河表层沉积物总氮的含量与分布 |
| 3.2 黄河表层沉积物可转化态氮的赋存特征 |
| 3.2.1 黄河表层沉积物可转化态氮的含量及分布 |
| 3.2.2 各形态可转化态氮占总可转化态氮百分含量 |
| 3.2.3 各形态可转化态氮与沉积物理化性质的相关性 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 黄河表层沉积物不同形态氮的赋存特征 |
| 3.3.1 不同形态氮的含量及占总氮的百分含量 |
| 3.3.2 各形态氮与沉积物理化性质的相关性 |
| 3.3.3 小结 |
| 3.4 不同形态可交换态氮的赋存特征 |
| 3.4.1 不同形态可交换态氮的含量及占可交换态氮的百分比 |
| 3.4.2 不同形态可交换态氮与沉积物理化性质的相关性 |
| 3.4.3 小结 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 内蒙古段黄河表层沉积物对氨氮的吸附/解吸及释放特征 |
| 4.1 黄河表层沉积物对氨氮的吸附特征 |
| 4.1.1 黄河表层沉积物对氨氮的吸附动力学研究 |
| 4.1.2 黄河表层沉积物对氨氮的吸附热力学研究 |
| 4.1.3 黄河沉积物对氨氮的吸附/解吸平衡浓度 |
| 4.1.4 沉积物对氨氮的解吸研究 |
| 4.1.5 沉积物吸附氨氮的影响因素 |
| 4.1.6 小结 |
| 4.2 黄河表层沉积物对氨氮的释放特征 |
| 4.2.1 沉积物对氨氮的释放动力学 |
| 4.2.2 沉积物对氨氮释放的影响因素 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.1.1 内蒙古段黄河表层沉积物氮含量及分布特征 |
| 5.1.2 内蒙古段黄河表层沉积物对氨氮的吸附、释放特征 |
| 5.2 创新与不足 |
| 5.2.1 本文创新点 |
| 5.2.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
四、黄河水中甘氨酸对铅(Ⅱ)与表层沉积物相互作用的影响（论文参考文献）
- [1]莱州湾微塑料污染特征及其对典型双壳贝类生态毒性效应研究[D]. 滕佳. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [2]出土彩绘石质佛造像表面沉积结壳的清洗研究[D]. 韩化蕊. 北京科技大学, 2021(08)
- [3]镉和砷对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究[D]. 战君菲. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [4]甘氨酸-β-环糊精洗脱-生物降解修复石油污染土壤的效能及影响因素研究[D]. 张薇. 湖南大学, 2020
- [5]辽河滨海芦苇湿地有机碳的埋藏过程及控制因素[D]. 鲁青原. 浙江大学, 2020(01)
- [6]毛乌素地区土壤-植被系统对湿地旱化过程的响应研究[D]. 何欢. 西北农林科技大学, 2020
- [7]牡蛎壳粉对沉积物中磷的双向调节机制[D]. 张玉群. 山东大学, 2020(12)
- [8]镉和砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究[D]. 徐兰兰. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2020(01)
- [9]从氨基酸视角浅析极地冰川融水及毗邻近海海水有机质的成分和含义[D]. 马文超. 华东师范大学, 2020(10)
- [10]内蒙古段黄河表层沉积物氮的赋存形态及对氨氮的吸附/解吸行为研究[D]. 王慧娟. 内蒙古师范大学, 2014(03)