一、邻近城市土壤重金属对九龙江口沉积土壤的影响（论文文献综述）
陈杰[1]（2021）在《中国潮间带滩涂沉积物碳氮磷的埋藏特征》文中研究说明碳氮磷是地球生态系统最为重要的生源要素。自然植被覆盖的滨海湿地,如滨海淡水湿地、盐沼、红树林和海草,总面积约占全球海洋面积的2%,但贡献了全球约50%的海洋或海陆间的有机碳埋藏量,其中红树林地带0.5 m至3 m沉积物的有机碳含量最丰富,这些碳主要来自植物或其他生物的光合作用。通常植被密布的盐沼湿地沉积物的有机碳含量丰富,这些植被区域也成为溶解性有机碳的重要输出地。在潮间带,氮涉及的反应包含硝化、反硝化、少量的厌氧氨氧化和硝氮还原氨氮,反应物质的主要来源为有机氮,其受制于植被的光合作用或根部微生物的固氮作用。潮间带湿地磷通常来自于本地岩石风化或上游河流悬浮颗粒物的搬运沉积,潮间带湿地沉积物和动植物残体中磷的储量最大,远超过生物活体或孔隙水中磷酸盐的含量。不同于碳氮有气态化合物参与元素循环反应,磷几乎无气态产物,从而也导致其在不同类型的潮间带湿地中的含量趋于稳定。目前,对于植被覆盖区潮间带碳氮磷的静态和动态的沉积、迁移、转化的研究较多,而对于我国广布的无植被中低滩涂的研究关注较少。我国潮间带滩涂长期受水沙输入、季风气候等自然因素和建国以来大范围开发等人为扰动的影响。自1940年代以来,我国大陆自然岸线从82%下降至2014年的33%。岸线的人工化造成了潮间带大多数潮上带濒临消失,堤防外围的潮间带植被稀少且单一,碳氮磷的循环过程明显不同于自然演替的植被群落地区。由于多数滩涂湿地的不易到达,对于低潮滩和中潮滩沉积物碳氮磷的研究较少。本研究受科技部科技基础性工作专项“我国典型潮间带沉积物本底及质量调查（2014FY210600）”和国家自然科学基金面上项目“河口湿地植被对甲烷和氧化亚氮产生与排放的影响及其控制机制（41473049）”的支持,通过有效的准备和特定工具的制作,采集到了我国海岸带（从辽河口到广西英罗湾）十二个典型沉积型潮间带区域低潮滩和中潮滩的沉积物样品,对其中生源要素碳氮磷的埋藏进行了调查和分析。通过测定沉积物柱样（100 cm长）210Pb和137Cs的比活度,分析了我国潮间带滩涂的沉积历史和特点,得到了沉积物中碳氮的年均扣留率（sequestration rate）,并由此横向对比全球其他滨海湿地生源要素的沉积状况。此外,本研究通过实验模拟涨落潮的方法,探究了潮间带沉积物碳氮磷营养元素的迁移、转化和释放过程,取得的主要研究结果如下:（1）潮间带碳的埋藏特征可划分为南北两部分,杭州湾慈溪（CX）及其以北的滩涂有机碳表层含量最高值出现在渤海湾西侧的汉沽（HG）样点（9.61±1.23 g C kg-1）,低值区域位于黄河口（DY）和盐城（YC）沿岸（3.37±2.73 g Ckg-1）,最低值为DY样点,为1.92±0.87 g C kg-1,其他北部样点含量为5.1-6.6 g C kg-1。本研究表层有机碳含量的最高值位于九龙江口（JL）,其在干季含量为13.02±4.22 g C kg-1,湿季为12.78±2.08 g C kg-1,两季节样品无显着差别（P>0.05）,而濒临红树林的广西英罗湾（YL）和海南东寨港（DZ）的表层样有机碳含量较低,两者均值在2.32-5.10 g Ckg-1,但这并不表明红树林滩涂的碳埋藏量低,在所有柱样表层至100 cm的埋藏量中,YL和DZ（除DZ02）的埋藏量（188-226 Mg C ha-1）远高于其他样点,其他埋藏量大于100 Mg C ha-1的为JL（116-134 Mg C ha-1）。DY（22-23 Mg C ha-1）和闽江口（FZ）（22-27 Mg C ha-1）是埋藏量最低的样点,后者的低值与闽江口水下三角洲广布的粗砂沉积有关。其他样点的值为50-100 Mg C ha-1。总体上我国北方样点的有机碳埋藏量较低,但北部样点的无机碳含量在HG、DY、YC、崇明东滩（DT）和CX较高,在黄河口几乎一半的含量为无机碳。从粘土矿物蒙皂石与伊利石的比值接近度上,可分析得到渤海湾西侧和南侧,江苏沿岸的高无机碳含量是黄河河流悬浮沉积物输送的结果,DT和CX则来自长江的泥沙沉积。与世界其他潮间带湿地比较,除了 HG和JL,潮间带其他样点的碳密度（均值:0.0087 g cm-3）都小于0.01 g C cm-3,低于全球多数滨海湿地的碳密度。本研究发现通常意义上的蓝碳植被生态系统（红树林、盐沼和海草）在我国大陆沿海范围内的碳埋藏（1m深）只占约20%左右,而潮间带滩涂的碳埋藏占了约80%,后者碳的埋藏总量为78 Tg。（2）潮间带总氮的含量总体较低,以柱样为例,崇明东滩（DY）最低（0.049-0.068 g Nkg-1）,汉沽（HG,0.457-0.762 g N kg-1）和九龙江口（JL,0.455-0.679 gN kg-1）的表层样品较高。总氮低值的原因主要是本采样点皆为光滩,采样地相当一段时间内没有植被或其他藻类等生物聚集的影响,故其低值反映河流悬浮颗粒物或海水中氮素对沉积物的贡献。潮间带磷的含量在稳定的范围之内,不同样点之间差别不大,以柱样为例,均值分布在0.051%至0.064%之间,其中近红树林的东寨港（DZ）和英罗湾（YL）柱样平均值较低,分别为0.025±0.034%和0.022±0.006%。本研究对P的形态进行了分析,发现北部潮间带以黄河和长江泥沙来源的沉积物钙结合态磷含量高,而北部非长江和黄河泥沙来源的辽河口（LH）和青岛胶州湾（QD）的钙磷含量则较低,铁磷的高值点都分布在淤泥质滩涂,如HG、QD、慈溪（CX）和JL。（3）分析测定210Pb和137Cs 比活度后发现,盐城（YC）、闽江口（FZ）、英罗湾（YL）的所有柱样的比活度无规律变化,判断是沉积物受扰动造成的。恒定初始浓度模型（CIC）表明沉积速率最高值出现在渤海湾西侧的汉沽（HG）潮间带（2.07-2.82 cm yr-1）,最低在九龙江口（JL）,其值为 0.84-0.89 cm yr-1,其他样点值在每年1-2 cm之间,其中崇明东滩（DT）为1.41 cm yr-1,胶州湾（QD）为1.28-1.72 cm yr-1。基于恒定通量模型（CF）的结果显示,大多数样点1990-2014年的沉积通量高于1950-1990年,沉积通量最高的为QD,慈溪（CX）,DT 和 HG,为 18-20 kg m-2 yr-1,最低值出现在 JL,其 1950-1990 年沉积量和1990-2014年的差异小,为5-11 kg m-2 yr-1。我国潮间带的沉积率高于世界其他潮间带湿地,尽管我国潮间带湿地有机碳含量较低,但基于沉积率得到的有机碳的年扣留率与北美沿海湿地相当,扣留率最高的为HG,为177-278 g C m-2 yr-1,最低值为黄河口（DY）,为36-46 g C m-2 yr-1。我国潮间带氮的含量低,但氮的沉积通量上接近于全球其他区域（2-6 gN cm-2 yr-1）,去除个别极值点,其值在3-6gNcm-2 yr-1,比有植被覆盖且呈自然岸线的大西洋西岸的9-15 g N cm-2 yr-1 低。（4）我国中低潮滩涂沉积物的呼吸作用释放的CO2,随着模拟潮汐循环次数的增加,呈有规律地阶梯式下降,最终趋于稳定,呼吸率最低为黄河口（DY）,为7.9-10.6 mmol CO2 m-2 d-1（注:d-1以12小时计,排除了滩地淹水时间,下同）,高值位于汉沽（HG）样点（38.8-49.0 mmol CO2 m-2d-1）和九龙江口（JL,35.7-57.5 mmol CO2 m-2 d-1）,其余样点介于两者之间。本研究对提取的遥感影像,以十二个潮间带采样区域为中心进行划分,获得了各自潮间带滩涂的光滩面积,结合测定的沉积物呼吸率,得到了各自区域潮间带光滩的排放总量。本研究分析得到我国潮间带滩涂呼吸产生的CO2总量为7.08× 104-7.23 × 104 Mmol CO2 yr-1,其中以盐城所在的江苏沿岸的排放量最大,为1.168× 104-13 64× 104 Mmol CO2 yr-1。本研究发现两次模拟前后沉积物的有机碳在DY和盐城（YC）大幅下降,而在HG和JL几乎无差异。在水体营养物质输送方面,第一次实验发现溶解性有机碳（DOC）的最高输出为青岛（QD）样点（131.15±27.4 mg kg-1d-1）,最低值为DY样点（65.38±19.82 mgkg-1d-1）,其他样点多在100 mgkg-1d-1左右。第二次模拟期DOC输出总体均值为130 mg kg-1 d-1,高于第一次模拟期（100 mg kg-1 d-1）。（5）模拟发现,潮间带沉积物的无机氮输出以氨氮为主,随潮汐频率的增加,无机氮的输出逐步降低,如在第二次模拟中,氨氮后期输出多数已低于0.5 mg NH4+kg-1 d-1。沉积物的硝氮输出较低,这和其他研究者的结果相似,即沉积物孔隙水中以氨氮为主,涨潮时由于压力差,会将孔隙水中的氨氮带出。潮间带N2O的排放在两次模拟和单次模拟周期内的规律不明显,第一次模拟所有样点通量值为 5.15-17.22 μmol N2O m-2 d-1。第二次全部样点值为 0-13.77 μmolN2O m-2d-1,两次模拟高值点都位于汉沽（HG）和慈溪（CX）。本研究中潮间带磷的排放在两次模拟中平均值范围为0.233-1.437 μmol P kg-1 h-1,HG、青岛（QD）和九龙江口（JL）样点的P释放率较高,与其表层样品Fe-P含量较高有关。因Fe2+/Fe3+在潮滩淹水退水中转化,对P的吸附解吸影响较大。
申卫丹[2]（2020）在《基于痕量元素记录的梵净山土壤污染与遗产价值维系研究 ——以九龙池湿地为例》文中研究表明自然环境是人类生存和发展的重要前提与物质基础,随着现代社会的不断发展,尤其是工业革命以来,人类对自然土壤环境的影响愈演愈烈,已导致了严重的土壤侵蚀与环境问题;痕量元素于人类意义重大,关系密切,人为输入的痕量元素记录着人类社会发展信息,并影响着人地系统的健康运作。因满足世界遗产第十条标准,即作为生物多样性原址保护的重要自然栖息地,贵州梵净山于2018年被列入《世界自然遗产名录》,优质的生态环境成了维系其突出普遍价值（Outstanding Universal Value,OUV）的有力保障。作为具有水陆过渡性质的自然生态系统,湿地记录了大量区域信息,对环境变化敏感。为更好了解在人类活动干预加剧下的梵净山生态环境质量及与周边地区的关系,选择梵净山九龙池高山湿地为案例地,于2019年4月采集了30个湿地表层样品（土壤及植物）,对其中的23种大量元素及痕量元素含量进行了测定,结合当地社会经济布局,选取11种潜在有害痕量元素（potential harmful trace elements,PHTEs）:Mn、V、Zn、Cr、Co、Ni、Cu、As、Cd、Sb、Pb为研究对象,使用简单克里金法对其分布特点进行了讨论,通过富集因子、单因子污染指数、内梅罗污染指数、污染负载指数、潜在生态风险指数计算,结合多元统计分析和理化分析,对九龙池湿地的土壤污染状况和区域人类活动影响进行了研究;根据梵净山区域社会经济发展背景,对区域人地耦合关系进行了探讨,并结合前人研究成果,采用生物吸收系数法对遗产地重要生境中典型植物物种在潜在有害痕量元素干扰下的生存状况进行讨论,进而探讨梵净山和谐人地关系的构建,为梵净山世界自然遗产地保护管理工作的开展和遗产价值的维系提供有富有针对性的科学参考。（1）测得的23种元素含量在九龙池湿地土壤和植物样品中的富集表现出显着的差异性,体现为含量极值在特定载体中的出现;变异系数表明,在相同载体中的元素含量分布也具有异质性,在植物中的元素含量变异程度更高,除Zn之外均为高度变异,土壤样品中大部分元素为低度变异至中度变异,除去区域地质环境原因,这种差异还主要与植物对相关元素的选择性吸收有关;简单克里金法显示,11种潜在有害痕量元素含量空间分布差异仍然明显,但几乎所有元素高含量值都集中于湿地北部靠近积水区的低洼处,这主要是受湿地水流及元素迁移作用影响,11种潜在有害痕量元素含量与土壤有机物质、总无机碳含量的相关性分析显示,土壤质地会对有害元素的含量分布产生不同影响,Pb与Sb更容易被有机质吸附,而其他元素更多地受到成土过程的影响;与相关研究对比,九龙池湿地土壤中许多潜在有害痕量元素含量值较高,指示了该地区的有害痕量元素含量很可能与区域人类活动相关。（2）综合多种污染评价指标对土壤中11种潜在有害痕量元素的评价结果,富集因子与单因子指数具有极好的一致性,评价结果数值均小于2,Mn、Zn、Co、As、Cd均为清洁状态,其余六种元素为轻微污染;内梅罗污染指数则将Mn、Zn和Cr、Cu、Sb的污染状态分别下移了一个等级,即分别对应轻微污染和中度污染,该差异主要是由内梅罗污染指数对参评因子权重具有放大效应所致,而使其对元素污染等级的评价更为严苛;污染负载指数和潜在生态风险指数均显示九龙池湿地生态环境质量良好,处于低生态风险状态,而处于元素含量超标状态下的采样点集中分布于九龙池湿地中部,磁化率指标显示采集样品的磁化率值在整体上偏低,表明研究区受到的人类活动干扰较少,具有相对较高磁化率值的样品所对应的采样点位置同样处于九龙池中部,表明了磁化率在指示人类活动强度和土壤污染方面具有重要参考作用;对潜在有害痕量元素含量的相关性分析和主成分分析结果表明,Pb和Sb是该地环境质量的主要威胁元素,其来源主要是周边区域的汞矿、锰矿、铅锌矿等矿产资源的开采与冶炼,周边城市的化工生产过程、工业及居民燃煤,以及机动车尾气排放,并主要通过大气运输和沉降过程对九龙池湿地环境造成影响。（3）整体良好的生态环境状况表明,在人类活动加剧的时代背景之下,梵净山世界自然遗产地目前受到的人类活动影响程度较小,重要生境中富有代表性的植物物种（珙桐、（南方）红豆杉、梵净山冷杉、大金发藓）生命活动并未受到其生长土壤中潜在有害痕量元素的显着威胁,其体内相关潜在有害痕量元素的聚积与生长土壤内的相应元素富集没有直接关系,表明区域人地关系较为缓和,遗产地所在区域的历史发展与现代管理因素共同营造了现处于稳定有序状态下的人地耦合关系,进而使遗产地突出普遍价值保持优良状况,未受到明显破坏。但值得注意的是,本研究及前人相关研究中的许多潜在有害痕量元素含量值都超过了其区域背景值,许多元素在遗产地土壤内都具有显着富集的特征,且部分元素已经出现了轻微超标,这指示了在全球化时代,不可避免的、逐渐加剧的人类活动影响。鉴于潜在的生态污染风险仍然存在,为避免在现代化进程中激化人地矛盾和破坏遗产地突出普遍价值,需尽量减少人类活动对自然环境的扰动,并在后续遗产地保护管理工作中加强对污染源的监管控制,深化区域内部管理,推进公众教育和文化建设,促进环保意识提升与内化,加大遗产领域专业人才引进力度,努力构建和谐、可持续的人地关系,实现对遗产地突出普遍价值的保护与维系。
郭靖[3]（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。
万瑞安[4]（2020）在《九龙江口红树林湿地表层沉积物重金属分布特征及来源解析》文中研究说明本文以九龙江口红树林湿地表层沉积物为研究对象,分析了其理化性质、重金属含量和赋存形态的分布特征,运用了地累积指数法、富集系数法、潜在生态风险指数法、沉积物质量基准法、次生相与原生相分布比值法和风险评价编码法对其重金属污染状况进行了评价,运用多元统计和铅锶钕同位素示踪探究了重金属来源。湿地表层沉积物理化性质整体较为稳定,pH范围（均值）为6.12～8.05（6.90）,多呈中性或略偏酸性,氧化还原电位（Eh）范围（均值）为-34 mV～67 mV（24.22mV）,以还原性为主,可溶性盐含量范围（均值）为1.99‰～7.04‰（3.81‰）,有机碳含量范围（均值）为10.82 g?kg-1～61.93 g?kg-1(22.11 g?kg-1),机械组成以粉砂组分为主（含量范围47.15%～70.72%）,其次为黏土组分（含量范围19.65%～37.58%）和砂组分（含量范围1.09%～29.76%）。沉积物中重金属含量(mg·kg-1)大小顺序依次为:Fe（38928.38±1653.36）>Mn（1077.32±289.81）>Zn（146.57±10.31）>V（86.81±2.74）>Pb（73.54±6.88）>Cr（63.98±3.76）>Cu（34.25±7.29）>Ni（28.62±2.09）>Co（13.88±0.57）>As（12.99±1.44）>Cd（0.229±0.11）>Hg（0.150±0.060）,除Fe和V接近福建省土壤背景值外,其余重金属含量均在不同程度上超过背景值。在空间分布特征上,V、Cr、Mn、Fe和Zn的含量在湿地南北边缘低、中间区域高,与区域部分理化性质（pH值、Eh值和粒度分布）存在一定联系。As、Hg和Cd的含量与理化性质无相关性,而其余重金属的含量与理化性质存在相关性,其中Mn和Pb含量与理化性质的关联相对密切。Mn、Co与p H显着正相关,与Eh显着负相关;Cu、Pb与pH显着负相关,与Eh显着正相关;Zn、Pb与可溶性盐度呈显着负相关,总有机碳含量与Pb含量呈显着正相关。黏土组分含量与V、Fe、Zn、Pb含量呈显着正相关,与Mn含量呈显着负相关;粉砂组分含量与Mn、Ni含量呈显着正相关,与Pb含量呈显着负相关;砂组分含量与V、Cr含量呈显着负相关。沉积物中的V、Cr、Fe、Ni、Zn、As和Hg以残渣态为主,Mn和Cd以弱酸溶态为主,Pb以可还原态为主,Hg的可氧化态有一定的占比,Cu的可还原态、可氧化态和残渣态均占有一定比例。总体而言,Cd和Mn的生物有效态含量占比较高（65.76%～97.84%、60.70%～80.33%）,Pb、Cu和Co的生物有效态含量也有相当占比（55.59%～78.56%、48.83～81.29%、44.77%～61.24%）。V、Cr、Mn、Fe、Co、Ni、Zn和As在湿地边缘区域的生物有效态占比低于中部区域,由最高的区域朝南北向逐渐降低,Co、Ni和Zn在潮沟附近区域的生物有效态占比明显高于离潮沟相对较远的区域,Hg有效态占比在空间分布上无明显差异。综合多种污染评价方法的结果,研究区沉积物以较高潜在生态风险为主,在12种重金属中,九龙江口红树林湿地表层沉积物除未受到V和Fe的污染外,受到了其他重金属不同程度的污染,其中Cd、Mn、As、Ni、Hg和Pb的污染程度相对较高,尤其是Cd和Mn,达到偏中度污染和中度富集程度,应引起重视。多元统计分析结果表明,Zn、V和Fe主要为自然来源,Co、Ni、Cr、Pb和Mn污染主要来自燃煤及工业活动,Cu和Hg污染主要来自于水产养殖,Cd和As污染主要来自于农业,各潜在源对湿地沉积物重金属的贡献率分别为54.20%、19.38%、24.76%和1.66%。稀土元素的含量、特征参数与配分模式均表明陆源输入是沉积物的主要来源,但也受到了一定程度其他源的影响。Pb同位素分析表明,湿地表层沉积物的Pb主要来源于土壤母质层、福建铅锌矿和工业源,贡献率分别为32.73%、52.12%和15.15%。残渣态的206Pb/207Pb和208Pb/207Pb的值相对于其他三种形态与人为源相距最远,所受影响最小,而有效态Pb易受人为源的影响。Sr同位素分析结果表明,自然源对湿地Sr的贡献率为85.53%,人为复合源对其贡献率为14.47%。联合总稀土含量（?REE）和Nd同位素示踪表明表层沉积物的稀土元素主要来自母质和福建铅锌矿,也受到了一定程度人为源的影响,但影响程度相对较小。Pb-Sr-Nd同位素联合示踪表明自然源仍是对湿地沉积物影响较大的源。综合各源解析结果,自然源是湿地沉积物重金属的主要来源,但人为源对其也有贡献,且不容忽视。
王亚梦[5]（2020）在《莱州湾南岸典型河口沉积物重金属空间分布特征及来源解析》文中指出河口是入海河流与海洋之间重要的纽带,是陆地物质进入海洋的重要通道。随着社会经济的发展,越来越多污染物被直接排放到河流中,随着河水运动最终在河口地区沉降或进入海洋。在这些污染物中,重金属以来源广、难降解和易于积累的特性受到广泛关注。河口沉积物是众多水生生物的栖息场所,也是重金属的天然“汇”。沉积物中的重金属极易随着食物链进入水生生物体内,并通过食物网积累最终危害人体健康。河口沉积物中的重金属主要有两大来源,即自然来源和人为来源。自然来源主要取决于风化成土过程中成土母质的地球化学特征,当重金属浓度在环境背景值范围内变化时,其被认为是受自然背景影响,属于自然来源。然而,外部人为活动,如工业排污、交通排放、煤炭燃料和农业活动等也可能导致环境中重金属增加。虞河和小清河是莱州湾南岸两条重要的中小型入海河流,分别发源于山东省的潍坊市和济南市,自南向北流经地区的工、农业发展迅速。两条河流都曾出现严重污染,后经过集中治理,污染有所减轻。本研究选取虞河口和小清河口作为研究区域,系统采集虞河口表层沉积物样品164个和小清河口表层沉积物样品43个,分析和测试了As、Cd、Co、Cr、Cu、Hg、Mn、Ni、Pb和Zn等10种重金属元素,运用描述性统计分析、普通克里格插值和地统计随机模拟（序贯高斯模拟和序贯指示模拟）、潜在生态风险评价、单因子和内梅罗指数、地质积累指数、EPAPMF受体模型和WALSPMF受体模型,分析了河口表层沉积物重金属浓度、空间分布特征、污染现状并定量解析了重金属的污染来源。具体结果如下:（1）虞河口和小清河口表层沉积物重金属As、Cd、Co、Cr、Cu、Hg、Mn、Ni、Pb和Zn的平均含量均低于海洋沉积物国家一级标准。虞河口重金属Cd和Zn平均浓度为中国近海沉积物元素背景值的1.4和1.3倍;小清河口重金属As、Cd和Mn平均浓度高于中国近海沉积物元素背景值,其中As和Cd浓度分别达到中国近海沉积物元素背景值的1.2和1.6倍。整体来看,小清河口As、Cd、Co、Cr、Cu、Mn、Ni和Pb等8种重金属平均含量略高于虞河口,而Hg和Zn相反;两河口重金属浓度总体上低于珠江口、九龙江口、渤海湾、黄河口、莱州湾、辽东湾北部近岸、滦河口以及长江口。虞河口和小清河口表层沉积物粒径较大,砂含量平均值均高于60%,粉砂含量次之,粘土含量最小,因此不利于重金属的富集。（2）虞河口与小清河口表层沉积物重金属空间分布模式主要受沉积物粒度组成控制,重金属浓度高值区集中分布在沉积物粒径较小即粘土和粉砂含量较高的区域;人为活动排放的污染对重金属空间分布模式也有一定程度的影响。虞河口重金属As、Cd、Co、Cr、Hg、Mn和Zn主要受沉积物粒度控制,Cu、Ni和Pb可能是受到沉积物粒径与人为排放污染物的双重影响;而小清河口重金属Cd、Co、Cr、Cu、Hg、Mn、Ni、Pb和Zn受到表层沉积物粒径控制,As元素可能是受到沉积物粒径和人类活动污染源影响。普通克里格插值与序贯高斯模拟和序贯指示模拟得到的重金属空间分布模式基本一致,然而普通克里格插值的平滑作用使未采样点的低值区被高估,高值区被低估。经过预测精度检验,序贯高斯模拟的结果更加精确。（3）潜在生态风险评价、单因子和内梅罗指数评价、以及地质积累指数结果均表明,虞河口重金属整体处于轻度污染水平,Cu属于轻度污染,Cd、Hg和Zn属于中等污染水平;Cd、Hg和Zn被划定为污染风险区域的面积分别为研究区面积的15.3%、24.6%和46.7%。小清河口重金属污染程度较虞河口略低,也属于轻度污染水平,As、Hg和Mn等3种重金属属于轻度污染,Cd属于中度污染;As、Cd、Hg和Mn被划定为污染风险区域的面积分别为研究区面积的94.1%、12.5%、4.4%和47.6%。（4）EPAPMF模型和WALSPMF模型在两个河口的应用均得到三个重金属来源,两个模型的结果基本一致。将两个受体模型的加权平均贡献值作为两个河口重金属来源的最终浓度贡献。结果表明,虞河口重金属As、Cd、Co、Cr、Cu、Mn、Ni和Pb受自然来源控制,工、农业活动和与煤炭燃烧有关的大气沉降对Cd、Hg和Zn的浓度贡献分别为23.2%、53.1%和45.4%,交通排放对Cu、Ni和Pb的贡献为29.9%、27.3%和24.2%。小清河口As、Cd、Co、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn等9种重金属主要来自自然源;32.8%的As和48.1%的Mn来自农业活动,如农药和化肥及有机肥的使用;27.4%的Cu和30.3%的Hg来自工业活动和与煤炭燃烧有关的大气沉降。
龙邹霞[6]（2019）在《厦门湾海洋塑料垃圾和微塑料时空分布及对人类活动响应研究》文中认为塑料作为“人类世”所特有的一种物质,为现代人类文明的进步与发展提供了重要的基础性材料,但同时也产生了日益严重的环境和生态问题。开展海湾塑料垃圾和微塑料时空分布及对人类活动响应研究,对认识塑料物质在海岸带环境中的迁移、转化和归趋,调控人类活动行为,降低塑料物质对海洋环境与生态的危害都具有重要科学价值和实践意义。本文重点开展了厦门湾海洋塑料垃圾及微塑料分布规律,厦门城市污水处理厂中微塑料分布特征,厦门湾沉积物微塑料历史记录及对人类活动响应等方面的研究工作,主要取得以下成果。厦门湾海面垃圾存在不均匀分布,并典型受降水、潮流、盐度、风向和周边陆域城市垃圾管控水平等因素控制。海面垃圾丰度最高为70751 Items/km2,最低为3556 Items/km2,二者相差近20倍,主要集中在九龙江口海域及其邻近的厦鼓海域,约占厦门湾海面垃圾的59.5%。约有76.67%的海面垃圾来源于流域和周边陆域人类活动产生,仅有23.33%的由捕捞和水产养殖等海上人类活动产生。海面垃圾与降水量相关度高（R2=0.75）,台风、持续暴雨等极端天气将大量陆源垃圾带入海洋,导致海面垃圾显着增加,例如台风“莫兰蒂”造成海面垃圾平均丰度较同期正常天气情况下高7-11倍。九龙江河口咸淡水交汇的盐度锋面处,水动力条件较弱的区域和常年主导风向的下风向并有岸滩、岛屿阻隔等处较易形成海面垃圾集中分布区域。随着尺寸的减小,海面垃圾丰度近似成幂指数增加,且其中塑料垃圾的占比近似成对数升高,表明海面塑料垃圾小型化趋势明显。海底垃圾分布总体与海面垃圾相似,但又略有不同。海底垃圾丰度介于53143-3600 Items/km2。受底部流场差异和盐度锋面等影响,尤其在河口海域由于受底层盐水楔顶托作用,与海面相比,海底垃圾沉积中心向河口方向上移。海底垃圾丰度以中块垃圾为峰值近似呈“倒V”字形正态分布,且随着尺寸的减小,塑料垃圾的占比略呈下降趋势。塑料纸/袋和塑料绳子都是海面和海底塑料垃圾各尺寸中最为主要的两种类型。小块和特大块塑料垃圾的类型比较单一,而中块和大块的塑料垃圾类型则比较丰富多样,并随着尺寸的减少,海面和海底塑料垃圾中可识别的类型显着降低。滩涂（沙滩）垃圾丰度普遍较海面垃圾和海底垃圾高,其分布特征能一定程度上反映海洋垃圾的“源汇”格局。滩涂（沙滩）垃圾平均丰度约为159833 Items/km2,分别是海面垃圾和海底垃圾的5.25倍和5.61倍。流域带来的垃圾,在河口海域受盐度锋面和近岸植被的阻滞影响,并在波浪能作用下堆积到九龙江河口滩涂上,形成流域垃圾的“中继站”;在台风、暴雨或高潮水位作用下进行二次分配,又再次进入到厦门湾海域,成为海面和海底垃圾的主要“策源地”之一,起到“源”的作用。海面垃圾在潮流输移和波浪能推移作用下,逐步汇集到厦门岛东南部沙滩,使其成为厦门湾海面垃圾的重要“汇”之一。九龙江河口滩涂中除特大块外,其他垃圾丰度随其尺寸的减小而减小,且塑料垃圾的占比也呈近似相同规律。厦门岛东部沙滩垃圾以中块为峰值近似呈“倒V”字形正态分布,塑料垃圾尺寸占比呈“V”字型分布。滩涂（沙滩）中大块和中块的塑料垃圾类型较为多样,类型平均为28种和24种,是海面和海底同尺寸塑料垃圾类型数量的3-4倍。泡沫类塑料是滩涂（沙滩）塑料垃圾中的主要类型之一,应引起特别关注。厦门湾海面微塑料分布规律与塑料垃圾有较大差异,尤其受降水影响的机制明显不同。厦门湾海面微塑料平均丰度分别为135269 Items/km2,是海面塑料垃圾的5.5倍,其粒径小于2.5mm的约占78.1%,主要类型以PE（31%）、PA（22.3%）和PVC（14.5%）为主。海面微塑料由于粒径小,受河口盐度锋面的阻滞作用弱于大块塑料垃圾,而易被输移到距离“源”更远的开阔海域,使其有别于塑料垃圾的分布规律。海面微塑料丰度在丰、平、枯三季有较大差异,以枯水期丰度最高（121276 Items/km2）,丰水期处于中等水平（73925 Items/km2）,平水期最低（24908 Items/km2）,仅为枯水期的20.5%。枯水期降水少、太阳辐射作用时间长,有利于大块塑料降解碎化形成“次生”微塑料,而使得海面微塑料丰度显着升高。滩涂微塑料丰度空间分布特征与塑料垃圾类似,能较好地指示微塑料的“源汇”格局。设计并改进了城市污水微塑料采样方法,总结了厦门城市污水处理厂中微塑料分布特征。采用电磁流量计与快速拍照联用思路,设计并改进城市污水处理厂微塑料采样方法,计量误差约为±1-2 mL/s,有效地解决了进出水采样体积级差大的问题,提升了进出水中微塑料丰度结果的可比性。研究表明,厦门城市污水处理厂进出水中微塑料平均丰度分别为6.55Items/L和0.59Items/L,平均去除率为90.52%,通过厦门七座城市污水处理厂日排入厦门湾的微塑料数量约为6.5×108个,数量巨大不容忽视。微塑料以白色、透明和绿色三种颜色为主,形态以颗粒态为最,类型以PP、PE、PS以及PP与PE共聚物为要,粒径为63-120μm的占比较大。进水中微塑料丰度与SS的浓度之间呈正相关,服务区域内的塑料制品企业数量、类型、规模等对进水中微塑料丰度有较大影响。微塑料的去除率与污水处理厂运行负荷有密切关系,超负荷运转污水处理厂出水中微塑料丰度明显偏高。微塑料的形状、密度和粒径大小等对其在城市污水处理厂中的迁移、转化行为有重要影响。GY沉积物柱样中的微塑料历史丰度呈现波动变化。最早的微塑料历史记录出现在20世纪40年代末50年代初,对世界和我国的塑料工业发展历史初期有较好的指示关系。微塑料丰度在1950s缓慢上升后,在1960s又呈下降趋势。随着1978年中国改革开放后塑料生产和消费的快速发展,微塑料丰度在1980s中期出现峰值（189241 Items/kg·dw）,并随后逐年下降到1990s中期的阶段低值。1990s年代中后期至今,微塑料丰度又呈逐步上升的趋势。GY沉积物柱样中微塑料类型以PES和Acrylic为主,其平均占比分别达到41.07%,23.12%,PE、PP、PE+PP和PA类占比分别为11.47%、6.52%、5.63%和3.84%。微塑料粒度≤100μm的约占82.20%,主要集中在20-40μm之间。不同年代微塑料粒度有一定差别,尤其是1972-1984年间的微塑料粒度分布更加集中,并以密度较大的PES为主,平均占比达64.5%。GY沉积物柱样中的微塑料历史记录是对多重环境压力的有效响应。1988年以前,塑料制品产量是GY沉积物中微塑料历史丰度分布的主控因素,即微塑料历史丰度随着塑料产量的增加而升高,且世界塑料产量对微塑料丰度的影响最为明显（R2=0.85）。1988年以后,沉积物中微塑料丰度历史分布受多重因素影响和控制。1980s中后期陆源塑料垃圾收集处置率的逐步提升,1996年开始的海洋垃圾清扫政策等使得陆源入海塑料垃圾通量并未显着升高,同时1989年以后城市污水集中处置率逐步提升使得城市污水微塑料排放量呈下降趋势,1989年生效的MARPOL公约附则V更是直接有效地减少了船舶塑料垃圾排海,这些因素共同影响和控制着海洋微塑料的物源输入强度。微塑料在沉积环境中的丰度、类型和形态等历史记录是微塑料物源输入、微塑料自身理化性质和沉积环境三者共同作用的结果,是对多重环境压力的有效响应。微塑料在沉积环境中的历史分布特征能够较好的反演人类塑料工业的发展历史进程、塑料制品消费结构变化、区域重要人类活动史,较好地展示了微塑料作为“人类世”重要地层学标志物的潜在应用价值和重要指示意义。
高宇[7]（2019）在《中国典型红树林湿地沉积物碳库分布特征及控制因子研究》文中研究说明红树林是海洋蓝碳碳汇的重要生态系统,其碳库包括植被生物量和土壤碳库,后者主要来源是红树植物,而藻类、互花米草等也是潜在贡献者。中国红树林湿地碳循环与碳库虽然已有众多研究报道,但目前对不同红树林土壤碳库分布特征与来源还缺乏系统的比较研究,互花米草入侵和藻类异常增长对土壤碳库的贡献程度和影响机制还不清楚。本研究选择我国东南沿海有代表性的红树林区（福建云霄、广东高桥和福田、海南文昌和东寨港）,通过对土壤的理化特性、碳含量、碳储量、碳同位素、碳溯源及红树林区藻类分布的比较研究,揭示了不同红树林区、不同红树群落和不同土壤深度的土壤有机碳（SOC）变化特征,量化了不同类型红树林湿地土壤碳库的主要来源,阐明了藻类异常增长和互花米草入侵对红树林土壤碳库的影响机制。主要结果和结论如下:（1）不同区域、不同红树群落、不同土壤深度SOC存在显着差异。四个红树林区SOC为云霄1.19±0.06%、高桥2.52±0.11%、东寨港0.81±0.10%、文昌4.78±0.35%,除东寨港外,SOC整体呈现随纬度而降低的趋势;海莲和银叶树的SOC相对较高,土壤表层的SOC显着高于深层。（2）土壤碳储量（Mg C/ha）亦存在地理和土壤深度的差异,变化趋势与SOC相似,文昌421.8±66.0、高桥260.3±28.0、云霄95.9±11.1、东寨港84.8±2.6。SOC和碳储量与土壤p H、盐度、容重、含水率间呈显着的相关关系。（3）土壤剖面δ13C值随深度的增加呈明显的增大趋势;δ13C平均值分别为云霄-25.37±0.52‰、高桥-26.68±0.38‰、东寨港-24.87±1.76‰和文昌-26.29±1.02‰,从北到南整体呈降低趋势。红树林区土壤碳来源主要是红树植物（61.56-79.92%）,云霄和东寨港红树植物的碳贡献值较小（61.56±4.70%、65.88±16.82%）,藻类贡献值较大（24.86±3.06%、24.38±12.17%）,与互花米草入侵（云霄）和养殖业发达造成水体富营养化和藻类大量繁殖有关。（4）红树林区藻类以硅藻为主,福田红树林区藻类种类可能影响碳库的定量和溯源;云霄底栖微藻生物量、碳含量和碳贡献值比高桥高,与碳溯源结果耦合。这些结果为红树林湿地碳库的分布特征、形成过程与受控机制提供了新的认识,为中国红树林湿地资源保护和蓝碳碳汇管理提供科学依据。
席颖[8]（2019）在《三峡库区香溪河库湾多环芳烃污染特征及其风险评价》文中研究表明自从三峡大坝建成后,受防洪调度的影响,库区水位周期性消涨,库区环境污染物的迁移转化行为发生了显着的改变。近年来,受到库区航运以及库岸人类活动的频繁影响,库区多地发现不同程度的多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）污染,而这种污染在水位消涨的影响下,将会进一步扩散,威胁三峡库区水陆生态系统的健康与安全。因此,在三峡库区进行PAHs的系统研究与评价,对于库区PAHs的污染防治具有重要意义。本文以三峡库区香溪河库湾为研究对象,系统地研究了三峡库区香溪河库湾PAHs在表层水体、沉积物和消落带及其上缘土壤的分布特征,并运用相关数学模型对其环境行为、来源以及风险进行分析和评价。旨在为香溪河库湾环境保护和PAHs污染防治提供理论依据。主要研究内容和结论如下:（1）香溪河库岸带土壤PAHs时空分布特征及相关性分析;2017年6月至2018年3月期间,固定设置采样点,并现场采集了香溪河库岸带3个不同特征区域（消落带上缘、消落带、沉积物）的土壤样品,测定了土壤16种美国环保署优先控制的PAHs、基本理化指标（p H值、有机质、总氮、总磷、总有机碳）和典型重金属污染物（Cu、Pb、Cd、Cr）的含量,开展了PAHs与土壤重金属和理化性质之间的相关性研究。研究表明:库岸带土壤16种PAHs单体在三个区域均以中低环PAHs为主。沉积物、消落带以及消落带上缘土壤的PAHs总量变化范围分别为10.73-1325.25 ng/g、43.60-2110.00 ng/g、83.09-2476.01 ng/g,平均值分别为234.90 ng/g、464.20 ng/g、916.71 ng/g,即消落带上缘PAHs总量最大,消落带的次之,沉积物的最小。水平样带靠近峡口镇和长江入江口的PAHs总量较高。相关性分析表明,PAHs与土壤总磷、Cd和2-50μm的土壤团聚体存在显着的负相关性（p<0.05）,而与土壤总有机碳（TOC）之间存在不显着的正相关性,PAHs各单体之间及其与总PAHs之间都存在极显着正相关性（p<0.01）。（2）PAHs在水-沉积物界面的污染特征及扩散行为研究;2017年6月至2018年3月期间,设置固定采样点,并现场采集了香溪河库湾5个水平样带的表层水体样品,测定了表层水体PAHs的浓度,并采用逸度模型分析了沉积物-水界面的扩散行为。研究表明,香溪河库湾表层水体总PAHs浓度范围为178.00-294.53 ng/L,以3-4环PAHs单体为主。表层水体5-6环PAHs与水体浊度有显着正相关性（p<0.05）。逸度模型分析结果表明,香溪河夏季和秋季PAHs在水体-沉积物界面主要以向沉积物沉降为主,冬季和春季PAHs主要处于动态平衡状态。香溪河沉积物监测时间段内PAHs无二次释放的风险。有机碳、炭黑质量分数对PAHs在水体-沉积物界面的扩散行为有较大的影响,有机碳、炭黑质量分数越高,逸度分数值越低,对水体-沉积物界面的PAHs吸附越强;炭黑比有机碳对PAHs具有更强的吸附能力。（3）PAHs在不同海拔消落带土壤中的分布特征及其对水位消涨的响应;消落带各海拔土壤PAHs在一个水位消涨周期内,整体表现为下层土壤PAHs大于上层土壤。145-155 m高程的土壤PAHs的分布主要受水位消涨的影响,而165-175m土壤PAHs的分布受库岸PAHs外源排放的影响较大。经历了一个周期的水位消涨后,土壤p H值和总磷含量变大,165 m处的土壤p H值以及175 m处的土壤总磷对水位消涨最为敏感;粒径大于50μm的土壤团聚体比例减少,小于2μm的土壤团聚体比例增加,155 m-165 m高程的土壤团聚体对水位消涨最为敏感;土壤TOC、有机质、总氮含量减小,155 m-165 m处的土壤TOC及有机质和145 m高程的土壤总氮对水位消涨响应敏感;土壤PAHs的总浓度增高,其中2-3环PAHs浓度降低,4-6环PAHs浓度增加,145 m和175 m处的PAHs增量最大,165-175 m处的土壤PAHs对水位消涨的响应最为强烈。皮尔森相关性分析表明,PAHs总量与大于50μm的土壤团聚体有显着负相关性（p<0.05）,4环PAHs与小于2μm土壤团聚体有显着正相关性（p<0.05）。6环PAHs与3环PAHs有显着正相关性（p<0.05）。PAHs总量与消落带海拔、土壤有机质、总磷、有机碳、总氮等无显着相关性。各海拔消落带土壤、沉积物、消落带上缘土壤PAHs之间都存在极显着的正相关性（p<0.01）,表层水体PAHs只与消落带155 m和175 m处的土壤PAHs之间存在显着的正相关性（p<0.05）。（4）香溪河库湾PAHs溯源分析及风险评价;基于异构体比值法和主成分回归分析模型综合分析了香溪河库湾PAHs的来源,分析表明,香溪河表层水体PAHs在秋季是以石油源为主,在其它三个季节以燃烧源为主;而沉积物、消落带及其上缘土壤PAHs在四个季节均以混合燃烧源为主。香溪河库湾4个区域PAHs单体大部分处于中等风险水平,水体、消落带及其上缘土壤PAHs总量评估风险均为Ⅳ级高等风险等级,沉积物在夏季和冬季处于Ⅳ级高等风险等级,而在秋季和春季处于Ⅱ级低等风险等级;香溪河库湾PAHs总量风险值表现为消落带上缘>水体>消落带>沉积物。PAHs在沉积物、水体、消落带及其上缘土壤以吞食和皮肤接触对人体具有潜在致癌风险。各区域致癌风险值的顺序表现为:沉积物>水体>消落带上缘>消落带。皮肤接触产生的风险大于吞食。
徐明祎[9]（2019）在《红树林氮磷输入及重金属对溶解性有机质光谱特征的影响研究》文中进行了进一步梳理红树林生态系统是连接海陆的独特生态系统,由于人类活动的干扰,大量重金属元素及氮磷营养盐汇集于此,在微生物的作用下,与沉积物中的溶解性有机质（Dissolved organic matter,DOM）产生复杂的耦合效应,对红树林生态系统物质的循环产生深远的影响。DOM广泛存在于红树林水体、沉积物中,生态效应丰富,深刻的影响着重金属等污染物的生物地球化学过程。红树林湿地中DOM结构复杂,既有内源性的自然产生来源,也有外源性的人为输入。解析红树林中不同DOM来源、影响因素及其对重金属的耦合机理,对表征DOM在近海红树林系统中的环境行为,预测其作用和环境归趋机理有重要的理论和现实意义。由于DOM是含有共轭体系有机物化合物,成分中许多氨基酸,蛋白质、芳香烃等具有荧光特征,本研究通过三维荧光技术（Excitation-emission Matrix Spectroscopy,EEMs）结合平行因子分析法（Parallel factor analysis,PARAFAC）解析DOM的光谱特征,探究DOM在重金属及氮磷输入下的成分及含量变化。利用离子交换树脂分离典型红树林区沉积物DOM中的富里酸,结合荧光猝灭滴定研究其与典型重金属的结合行为,为深入了解红树林生态系统中DOM与典型重金属的生态行为提供理论与数据支撑,本研究的主要结论如下:1.台湾、广西、海南红树林区DOM广泛受人为输入的影响。三个红树林区DOM荧光组分主要有紫外陆源类腐殖质（C峰）,紫外海洋类腐殖质和紫外陆源类腐殖质的混合物（M峰和C峰混合峰）,紫外类富里酸物质（A峰）、类蛋白质（T峰）,其中T峰为台湾红树林的特征峰,广西红树林中的DOM来源中含有较少的陆源腐殖质和微生物产物,广西和海南中A峰和C峰的荧光强度均较高,污水可能是重要的排放污染源。2.沉积物中荧光指数（Fluorescence index,FI）,腐殖化指数（Humification index,HIX）与生物源指数（Biogenic index,BIX）分别代表DOM的主要来源,DOM的腐殖化程度,DOM受人为影响的程度。本研究区DOM的FI为1.53～4.11,平均值为2.03,与内源特征值1.9相近,指示生物分解产物是DOM腐殖质成分的主要来源。DOM的HIX为0.72～9.97,为天然水体四倍,显示红树林沉积物DOM具有高腐殖化程度。DOM的BIX为0.25～1.36,平均值为0.6,显示沉积物中DOM受陆源输入影响。3.影响红树林DOM荧光特征的因素有氮磷输入、盐度、微生物、植物群落、凋落物等。氮磷营养盐输入增加了DOM的芳香化程度及腐殖化程度,铵态氮（NH4+-N）比硝态氮（N03--N）更加有利于植物生长,进而间接影响DOM的荧光特性;盐度与HIX为显着负相关（P<0.05）;不同植物群落中所含DOM种类不同,互花米草、白骨壤、桐花树沉积物中DOM含量最高的组分分别为紫外类富里酸,类腐殖质,类酪氨酸;在微生物作用下,DOM荧光强度在一周后衰减率大于90%,在降解过程中产生更多的类腐殖质,增加了DOM的难降解程度;沉积物中添加白骨壤的凋落物能迅速提高DOM荧光强度,在微生物作用下,添加初期（1d）荧光强度提高100倍以上,在10 d后降低至与未添加凋落物时相近,添加桐花树和互花米草凋落物则在初期提高DOM荧光强度10倍左右,凋落物输入对沉积物中类腐殖酸的荧光强度均有降低,总体影响程度表现为白骨壤>桐花树>互花米草。4.重金属离子对DOM具有猝灭效应,受到人为污染较严重的地区含类蛋白质组分较多,重金属离子对类腐殖质有很好的荧光猝灭效果。在白骨壤林中提取的富里酸中,铜、钴、铅对其荧光强度的降低幅度顺序为铜（45%）>钴（27%）>铅（12%）。与铜离子猝灭时,四种天然富里酸荧光强度降低幅度顺序为互花米草（50%）>白骨壤（44%）>秋茄（40%）>桐花树（27%）。
王秀丽[10]（2018）在《外来红树植物拉关木的生态风险及主要生态效益研究》文中研究指明本项目以引种的外来红树植物拉关木为主要研究对象,研究拉关木在我国引进后的繁育特征、生理生态适应能力和机制、光照强度适应性、对生态系统其他生物生态位的影响、对我国本土红树植物是否存在化感作用等,从以上几个方面的研究来评估其可能潜在的生态风险;分析不同龄林拉关木人工林凋落物及土壤呼吸季节动态、土壤总有机碳含量等方面研究其碳储能力,从而探讨其主要的生态效益;并从叶片形态结构及其超微结构研究其速生快长机制。研究内容获得以下主要成果。（1）拉关木的繁育特征研究表明,拉关木种子没有休眠期,不耐储存。新鲜成熟的拉关木种子在野外自身林内发芽试验为7 d时,发芽率达99.3%以上。室内不同储藏方式（25 ℃室温储藏、25 ℃室温椰糠储藏、8 ℃冰箱储藏）储藏14 d后,其种子萌发率分别为6.4%、19.9%和17.4%;而3种不同方式储藏21 d后,25 ℃室温储藏的种子萌发率为0,25 ℃室温椰糠储藏和8 ℃冰箱储藏的种子萌发率仅为3.1%和7.4%。外来引进植物的繁育系统是该种群是否具有入侵扩张的基础,且对种群的散布机制有着重要的作用。本研究调查表明,中国东南沿海19个拉关木种群的繁育系统均属于雄全异株类型,其种群雄性植株的比例为30.0%-88.9%;表明中国东南沿海拉关木种群的可繁育后代植株比例为11.1%-70.0%。本研究发现,福建九龙江河口引进种拉关木种群的雄花和两性花的花粉均具有活性,雄花子房败育,两性花的子房发育正常,表明福建九龙江河口的拉关木种群的繁育系统类型为功能性雄全异株。拉关木种群雄性植株的比例与其所处的年均盐度（r2=0.747,p=0.001）相关性大。该结果为了解拉关木引进我国后其种群繁育后代能力和风险评估的研究提供科学依据。（2）拉关木苗在乡土红树植物林缘及林内生长试验表明,光照和气温是其生长的两个主要限制因子。秋茄林内1年生拉关木苗的月均苗高增量、月均叶片数增量均显着低于林缘（p<0.05）;林内的拉关木苗种植9个月后,其存活率为0,林缘的拉关木苗存活率为19.0%,种植1年后,林缘的1年生拉关木苗的存活率仅为6.0%。表明,由于受光照强度和气温这两个环境因子的限制,拉关木苗在自然条件下极难在郁闭度高的天然乡土红树植物秋茄林内自然更新生长。（3）拉关木对乡土红树植物的化感作用表明,拉关木各器官水浸液对木榄幼苗生长的影响大体表现为“低促高抑”的现象。拉关木各器官水浸液浓度为0.5 g·mL-1时,抑制作用最强。木榄幼苗叶片的丙二醛含量、游离脯氨酸含量和相对电导率大小均随各器官水浸液浓度的升高呈先降后升的变化趋势。但在自然条件下,由于海洋潮汐流动的作用和巨大的海水水体稀释,拉关木释出液的浓度累积难以达到实验室里水浸液处理的高浓度。本研究还经气相色谱—质谱（GC-MS）将可能的化感物质的总体混和物进行了细化,有机化合物主要包括酯类、醇类、酚类等。（4）拉关木的群落结构及种苗扩散研究中,对我国引进拉关木不同纬度的典型地域进行现场样方调查,以现实的情况分析讨论有否入侵的问题。结果发现,拉关木幼苗具有一定的天然扩散能力,但扩散是生物的本性,扩散不等于入侵,多地的实际调查分析表明,拉关木不会进入原生林密闭的本地红树植物林内,破坏或改变原生态系统,拉关木在人工种植的位置占据自己的生态位,与本地植物较和谐生长,发挥着较好的生态效益,表明拉关木是优良的沿海防护林和景观林的造林树种,但人工引种造林时应合理规划,优化布局,加强管理。本研究对我国引进拉关木的不同纬度的典型地域进行现场样方调查,调查结果详见如下。海南东寨港拉关木群落垂直结构随群落林龄的增加而复杂,群落多样性指数、均匀度指数随林龄的增加呈现先增加后减少的趋势,表现为11龄林>19龄林>6龄林。珠海淇澳岛红树林湿地的引种园内拉关木群落结构组成简单、空间层次分布明显、林下植被主要为老鼠簕,占群落总数的86.40%;群落中有秋茄、桐花树、银叶树、老鼠簕、卤蕨等乡土红树植物的自然更新现象,表明拉关木人工林可以促进乡土红树植物的更新;在拉关木引种园的林内、林缘、沟渠、互花米草内均未发现拉关木小苗,表明拉关木在珠海淇澳岛极难自然更新成林。广东电白水东港的拉关木幼苗可以在白骨壤天然林的林窗及林缘光照充足的空间自然更新生长,表明广东电白水东港拉关木幼苗具有一定的天然扩散能力。因缺乏光照、及冬季的低温影响,福建九龙江河口的拉关木人工林下小苗很难自然更新生长;福建九龙江河口种植的拉关木人工林,由于林缘附近有互花米草、芦苇等湿地植物的生长,周围缺乏适宜拉关木生长的高程光滩,至今未发现其在自身林内及郁闭度高的林缘出现自然更新现象,但其在福建九龙江河口的种苗扩散及更新动态仍需进行长期跟踪监测。福建仙游县枫亭镇枫慈溪的拉关木人工林的林内、邻近乡土红树植物秋茄林内及芦苇地均未发现拉关木幼苗的扩散,表明拉关木苗属于阳性苗,其很难在郁闭缺光的环境下自然更新生长。本研究结果表明,拉关木虽有一定的扩散能力,但其在福建仙游县枫慈溪的扩散仅限于其周边滩涂高程较高的光滩,及光照充足的林缘位置。通过对海南东寨港、广东电白水东港、珠海淇澳岛、福建九龙江河口、及莆田仙游县枫亭镇枫慈溪不同引种时期拉关木人工林的群落结构及种苗扩散调查结果表明,拉关木人工林群落物种多样性及种苗扩散情况与龄林、当地生态环境、气候等环境因子关系密切。（5）拉关木对中国东南沿海生态系统影响的风险评估结果显示,中国东南沿海拉关木引种的生态风险评估值为25.5分,处于风险等级标准的最低等级,为可接受（0-36）等级。在以红树植物为保护对象的自然保护区范围内严禁引入外来红树植物拉关木,这是一个原则问题;如果在红树林保护区内发现区外自然扩散来的拉关木幼苗,应及时清除,这是保护区管理应该做的工作,木本植物幼苗清除容易,不易复发。但对于引进任何外来的生物,仍然要有风险防范的意识,必须加强跟踪监控,确保生态安全,对拉关木在我国各地的引种栽培仍应加强管控。（6）福建九龙江河口拉关木人工林的年凋落物量研究表明,3种不同龄林拉关木人工林的年凋落物总量为1093.0-1372.3 g·m-2,处于国内外关于红树植物年凋落量的（670-1500 g·m-2）的上端,表明拉关木具有高归还率的特性。本研究发现,福建九龙江河口不同龄林拉关木人工林的年凋落量为8龄林（1372.3 g·m-2）>6龄林（1208.5g·m-2）>4龄林（1093.0g·m-2）,表明拉关木人工林年凋落物量随着林龄的增长呈增加趋势。2015年1月份至2017年12月份的6龄林拉关木人工林的年凋落物量均显示出明显的季节动态,表现为夏季>秋季>春季>冬季。（7）福建九龙江河口拉关木人工林土壤呼吸速率在0.87-6.15 μmol CO2·m-2·s-1之间,6龄林拉关木人工林的土壤呼吸速率最大值低于前人对福建九龙江河口秋茄林的土壤呼吸最大值6.18 μmol C02·m-2·s-1,这一差距表明,土壤呼吸速率与红树林树种、龄林、土壤温湿度等因素有关。不同龄林拉关木人工林土壤呼吸速率均呈现明显的日动态和季节动态,表现出夏季>春季>秋季>冬季;6龄林拉关木人工林土壤呼吸速率的日变化不同季节表现不同,夏季和春季土壤呼吸速率昼夜变化相似,均表现为双峰型,而秋季和冬季的土壤呼吸速率昼夜变化均表现为单峰型。而4龄林拉关木林样地的土壤总有机碳含量最高,土壤深度为0-5 cm和5-10 cm的4龄林拉关木林样地总有机碳含量分别为0.58 g·kg-1和0.54 g·kg-1,各样地的土壤总有机碳含量表现为4龄林>6龄林>8龄林>光滩。（8）从叶片的形态及其超微结构探讨了非C4植物拉关木的速生快长机制。拉关木、秋茄、白骨壤、桐花树的叶面积大小分别为:秋茄（2035.87±5.23mm2）>拉关木（1758.38±4.53 mm2）>桐花树（1746.96±4.21 mm2）>白骨壤（1119.35±2.52 mm2）。4个红树植物种叶片的周长、长、宽等均表现为秋茄最大,白骨壤最小,表明叶片形态结构方面无法解释拉关木的速生快长特性。本研究通过透射电镜观察发现,拉关木平均每个叶绿体的类囊体片层面积最大,达9.85 μm2,分别是本地种秋茄、桐花树、白骨壤的5.9倍、18.6倍、10.6倍。拉关木叶片叶肉细胞中单位面积叶绿体的类囊体面积均高于乡土红树植物白骨壤、秋茄、桐花树;3种乡土红树植物的叶绿体大部分面积被淀粉颗粒和脂滴等所占据,导致其叶绿体单位面积含有的类囊体面积减小;而拉关木叶片的叶绿体类囊体片层排列紧密平行贯穿于整个叶绿体,最大化地增加叶绿体内类囊体的面积,提高了拉关木叶片单位面积的光合作用效率,从而达到速生快长。
二、邻近城市土壤重金属对九龙江口沉积土壤的影响（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、邻近城市土壤重金属对九龙江口沉积土壤的影响（论文提纲范文）
（1）中国潮间带滩涂沉积物碳氮磷的埋藏特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究意义和问题的提出 |
| 1.1.1 研究意义 |
| 1.1.2 问题的提出 |
| 1.2 国内外潮间带湿地碳氮磷相关研究综述 |
| 1.2.1 潮间带湿地碳的输入输出和埋藏 |
| 1.2.2 潮间带湿地氮的输入输出和埋藏 |
| 1.2.3 潮间带湿地磷的输入输出和埋藏 |
| 1.2.4 我国潮间带湿地碳氮磷的研究和滩涂沉积状况 |
| 1.3 研究的总体思路和框架 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究方法与技术路线 |
| 1.3.4 本研究的特色或创新之处 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 我国潮间带的气候、水文及沉积地貌特征 |
| 2.2 建国以来我国潮间带湿地的开发利用及其生态影响 |
| 第三章 研究方法 |
| 3.1 样品的采集、保存及分析前处理 |
| 3.2 样品碳氮磷的分析 |
| 3.2.1 沉积物碳氮磷的分析 |
| 3.2.2 水体碳氮磷的分析 |
| 3.2.3 CO_2和N_2O的分析 |
| 3.3 沉积物比活度的测定 |
| 3.4 潮汐循环模拟 |
| 3.4.1 循环模拟n1 |
| 3.4.2 循环模拟n2 |
| 3.5 计算和统计 |
| 3.5.1 基于~(210)Pb 比活度的CF和CIC模型计算过程 |
| 3.5.2 我国潮间带滩涂面积的分类提取和计算 |
| 3.5.3 数据的统计检验 |
| 第四章 我国潮间带的沉积状况 |
| 4.1 我国潮间带沉积物质的来源 |
| 4.2 我国潮间带的沉积速率(沉积通量) |
| 4.3 地面沉降、泥沙剧减及海平面上升对沉积的影响 |
| 第五章 我国潮间带滩涂沉积物碳的埋藏和转化 |
| 5.1 我国潮间带滩涂沉积物碳的埋藏特征 |
| 5.1.1 潮间带滩涂沉积物的粒级和粒径 |
| 5.1.2 黄河和长江来源沉积物表层和柱样碳的埋藏 |
| 5.1.3 北部河口区潮间带碳的埋藏 |
| 5.1.4 南部河口区潮间带碳的埋藏 |
| 5.1.5 红树林滩涂碳的埋藏特征 |
| 5.1.6 我国潮间带滩涂沉积物的碳密度、埋藏量和年扣留率 |
| 5.2 潮汐循环模拟过程中滩涂沉积物碳的转化 |
| 5.2.1 滩涂沉积物溶解性有机碳的输出 |
| 5.2.2 滩涂沉积物气态无机碳的释放 |
| 5.2.3 滩涂沉积物碳转化的讨论分析 |
| 5.2.4 潮间带滩涂呼吸作用的气体产生总量 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 我国潮间带滩涂沉积物氮的埋藏和迁移变化 |
| 6.1 我国潮间带滩涂沉积物氮的埋藏特征 |
| 6.1.1 潮间带滩涂沉积物垂直断面氮的埋藏特征 |
| 6.1.2 潮间带滩涂沉积物表层氮的含量及其空间分布 |
| 6.1.3 潮间带滩涂沉积物氮埋藏的对比分析 |
| 6.2 潮汐循环模拟中潮滩沉积物氮的迁移变化 |
| 6.2.1 滩涂沉积物无机氮的输出 |
| 6.2.2 滩涂沉积物N_20的释放 |
| 6.2.3 滩涂沉积物氮迁移变化的讨论和分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 我国潮间带滩涂沉积物磷的埋藏和释放 |
| 7.1 我国潮间带滩涂沉积物磷的埋藏特征 |
| 7.1.1 潮间带滩涂沉积物垂直断面磷的埋藏特征 |
| 7.1.2 潮间带滩涂沉积物表层磷的分布 |
| 7.1.3 潮间带滩涂沉积物磷的形态 |
| 7.1.4 潮间带滩涂沉积物磷的埋藏量 |
| 7.1.5 潮间带滩涂沉积物磷埋藏的对比分析 |
| 7.2 潮汐循环模拟中滩涂沉积物磷的释放 |
| 7.2.1 滩涂沉积物总磷的输出 |
| 7.2.2 滩涂沉积物磷输出的讨论分析 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 研究结论和后续研究建议 |
| 8.1 潮间带的沉积速率 |
| 8.2 潮间带沉积物碳氮磷埋藏的总体特点 |
| 8.3 滩涂沉积物碳氮磷的转化特征和温室气体的排放 |
| 8.4 趋势展望、后续研究建议及研究不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 本研究已发表的成果 |
（2）基于痕量元素记录的梵净山土壤污染与遗产价值维系研究 ——以九龙池湿地为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 一研究现状 |
| (一)生态系统与潜在有害痕量元素 |
| 1 生态系统痕量元素作用 |
| 2 潜在有害痕量元素概念 |
| 3 生态系统潜在有害痕量元素与土壤污染关系 |
| (二)潜在有害痕量元素与湿地土壤污染 |
| 1 湿地土壤 |
| 2 湿地土壤污染 |
| 3 湿地土壤潜在有害痕量元素污染研究 |
| (三)有害痕量元素与湿地土壤污染研究进展及展望 |
| 1 文献的获取与论证 |
| 2 研究阶段划分 |
| 3 国内外主要进展与标志性成果 |
| 4 国内外拟解决的关键科学问题与展望 |
| 二 研究设计 |
| (一)研究目标与内容 |
| 1 研究目标 |
| 2 研究内容 |
| 3 研究特点与科技难点及拟创新点 |
| (二)技术路线与方法 |
| 1 技术路线 |
| 2 研究方法 |
| (三)研究区选择与代表性 |
| 1 研究区选择的依据和原则 |
| 2 样地选择 |
| 3 研究区基本特征与代表性论证 |
| (四)实验方案与数据获取及可信度分析 |
| 1 实验目的 |
| 2 试验场地和设备 |
| 3 实验设计 |
| 三 九龙池湿地元素分布特点与土壤污染分析 |
| (一)样品采集与实验数据分析 |
| 1 样品采集 |
| 2 样品分析 |
| 3 实验结果与数据分析 |
| (二)九龙池湿地元素分布特点 |
| 1 土壤与植物样品中元素含量分布特点 |
| 2 土壤样品中潜在有害痕量元素含量分布特点 |
| 3 相关研究元素含量对比分析 |
| (三)九龙池湿地土壤污染分析 |
| 1 九龙池湿地土壤污染评价 |
| 2 九龙池湿地土壤污染来源分析 |
| 四 梵净山土壤污染与人类活动的耦合关系 |
| (一)梵净山环境演化及人类活动 |
| (二)区域人地关系现状成因 |
| 1 历史因素 |
| 2 现代因素 |
| (三)区域人地耦合关系 |
| 五 梵净山和谐人地关系构建与遗产价值维系 |
| (一)梵净山遗产地典型生境质量状况 |
| 1 典型生境土壤质量 |
| 2 典型生境生物质量 |
| 3 典型生境质量 |
| (二)梵净山遗产地和谐人地关系构建 |
| 1 理论基础 |
| 2 梵净山区域人地系统特点 |
| 3 梵净山区域和谐人地关系构建框架 |
| 4 和谐人地关系构建与遗产价值维系措施 |
| 六 结论与讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间科研及获奖情况 |
（3）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 |
（4）九龙江口红树林湿地表层沉积物重金属分布特征及来源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 红树林湿地沉积物中重金属总量的研究 |
| 1.2.1 国内红树林湿地沉积物重金属含量的研究 |
| 1.2.2 国外红树林湿地沉积物重金属含量的研究 |
| 1.3 红树林湿地沉积物中重金属形态的研究 |
| 1.4 红树林湿地沉积物中重金属污染评价的研究 |
| 1.5 红树林湿地沉积物中重金属来源解析的研究 |
| 1.6 红树林湿地沉积物中稀土元素研究进展 |
| 1.7 九龙江口红树林湿地沉积物中重金属污染的研究 |
| 1.8 研究内容 |
| 1.9 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品的采集与预处理 |
| 2.3 主要实验仪器与试剂 |
| 2.4 理化参数的测定 |
| 2.4.1 pH值的测定 |
| 2.4.2 氧化还原电位(Eh)的测定 |
| 2.4.3 可溶盐总量的测定 |
| 2.4.4 总有机碳(TOC)的测定 |
| 2.4.5 粒度分析 |
| 2.5 沉积物中重金属总量提取及测定 |
| 2.5.1 沉积物中汞总量提取及测定 |
| 2.5.2 沉积物中重金属提取及测定 |
| 2.6 沉积物中重金属形态提取及测定 |
| 2.6.1 沉积物中重金属赋存形态提取及测定 |
| 2.6.2 沉积物中汞赋存形态提取及测定 |
| 2.7 沉积物中铅锶钕同位素分离提取及测定 |
| 2.8 质量控制 |
| 2.9 潜在源Pb、Sr、Nd同位素组成数据来源 |
| 2.10 数据处理 |
| 第三章 表层沉积物中重金属含量及其空间分布特征 |
| 3.1 表层沉积物主要理化参数 |
| 3.2 表层沉积物中重金属的含量 |
| 3.3 表层沉积物中重金属的空间分布特征 |
| 3.4 表层沉积物理化参数与重金属含量的关系 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 表层沉积物中重金属的赋存形态 |
| 4.1 表层沉积物中重金属的赋存形态分布特征 |
| 4.2 表层沉积物中重金属的有效态的空间分布特征 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 表层沉积物的重金属污染评价 |
| 5.1 地累积指数法 |
| 5.2 富集系数法 |
| 5.3 潜在生态风险指数法 |
| 5.4 沉积物质量基准法 |
| 5.5 次生相与原生相分布比值法 |
| 5.6 风险评价编码法 |
| 5.7 小结 |
| 第六章 表层沉积物重金属污染源解析 |
| 6.1 沉积物重金属相关性分析 |
| 6.2 聚类分析 |
| 6.3 主成分分析/多元线性回归(PCA-MLR) |
| 6.4 表层沉积物中稀土元素分布特征及物源示踪 |
| 6.4.1 九龙江口红树林湿地表层沉积物稀土元素含量特征 |
| 6.4.2 九龙江口红树林湿地表层沉积物稀土元素配分模式 |
| 6.4.3 九龙江口红树林湿地表层沉积物铅、锶、钕、稀土元素与重金属的相关性 |
| 6.5 多元同位素示踪 |
| 6.5.1 九龙江口红树林湿地表层沉积物中Pb、Sr、Nd同位素组成特征 |
| 6.5.2 九龙江口红树林湿地表层沉积物Pb同位素示踪 |
| 6.5.3 九龙江口红树林湿地表层沉积物BCR四态的Pb同位素示踪 |
| 6.5.4 九龙江口红树林湿地表层沉积物Sr同位素示踪 |
| 6.5.5 结合稀土元素与Nd同位素探究沉积物来源 |
| 6.5.6 九龙江口红树林湿地表层沉积物Pb-Sr-Nd同位素示踪 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 论文的特色与创新 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（5）莱州湾南岸典型河口沉积物重金属空间分布特征及来源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国内外河口沉积物重金属空间分布研究进展 |
| 1.2.2 国内外河口沉积物重金属来源研究进展 |
| 1.2.3 国内外河口沉积物重金属生态风险研究进展 |
| 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 |
| 第二章 材料与分析方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理特征 |
| 2.1.2 土地利用格局 |
| 2.1.3 社会经济条件 |
| 2.1.4 工农业污染来源 |
| 2.2 河口表层沉积物样品采集与前处理 |
| 2.3 实验室分析与测试方法 |
| 2.3.1 粒度分析测试 |
| 2.3.2 重金属分析 |
| 2.4 数据处理与分析方法 |
| 2.4.1 经典统计分析 |
| 2.4.2 地统计分析 |
| 2.4.3 重金属污染评价方法 |
| 2.4.4 重金属来源解析方法 |
| 第三章 河口表层沉积物重金属及粒度组成的描述性统计分析 |
| 3.1 表层沉积物粒度组成 |
| 3.1.1 虞河口表层沉积物粒度组成描述性统计分析 |
| 3.1.2 小清河口表层沉积物粒度组成描述性统计分析 |
| 3.2 河口表层沉积物重金属含量 |
| 3.2.1 虞河口表层沉积物重金属含量描述性统计分析 |
| 3.2.2 小清河口表层沉积物重金属含量描述性统计分析 |
| 3.2.3 河口表层沉积物重金属含量与其他区域的比较 |
| 3.2.4 河口表层沉积物重金属富集程度 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 河口表层沉积物重金属空间分布特征 |
| 4.1 虞河口表层沉积物重金属空间分布预测及预测精度分析 |
| 4.1.1 虞河口表层沉积物重金属空间分布预测 |
| 4.1.2 预测精度分析 |
| 4.2 虞河口表层沉积物重金属空间分布特征 |
| 4.2.1 虞河口表层沉积物重金属半变异函数拟合 |
| 4.2.2 虞河口表层沉积物重金属浓度空间分布 |
| 4.3 小清河口表层沉积物重金属空间分布预测及预测精度分析 |
| 4.3.1 小清河口表层沉积物重金属空间分布预测 |
| 4.3.2 预测精度分析 |
| 4.4 小清河口表层沉积物重金属空间分布特征 |
| 4.4.1 小清河口表层沉积物重金属半变异函数拟合 |
| 4.4.2 小清河口表层沉积物重金属浓度空间分布 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 河口表层沉积物重金属环境风险评价 |
| 5.1 虞河口表层沉积物重金属环境风险评价 |
| 5.1.1 基于不确定性分析划定虞河口表层沉积物重金属污染风险区域 |
| 5.1.2 基于单因子和内梅罗指数的虞河口表层沉积物重金属污染评价 |
| 5.1.3 虞河口表层沉积物重金属潜在生态风险评价 |
| 5.1.4 虞河口表层沉积物重金属地质积累指数评价 |
| 5.1.5 虞河口表层沉积物重金属污染状况 |
| 5.2 小清河口表层沉积物重金属环境风险评价 |
| 5.2.1 基于不确定性分析划定小清河口表层沉积物重金属污染风险区域 |
| 5.2.2 基于单因子和内梅罗指数的小清河口表层沉积物重金属污染评价 |
| 5.2.3 小清河口表层沉积物重金属潜在生态风险评价 |
| 5.2.4 小清河口表层沉积物重金属地质积累指数评价 |
| 5.2.5 小清河口表层沉积物重金属污染状况 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 河口表层沉积物重金属来源解析 |
| 6.1 虞河口表层沉积物重金属来源解析 |
| 6.1.1 EPAPMF模型 |
| 6.1.2 WALSPMF模型 |
| 6.1.3 EPAPMF模型与WALSPMF模型比较及加权平均源贡献 |
| 6.1.4 虞河口表层沉积物重金属来源的讨论 |
| 6.2 小清河口表层沉积物重金属来源解析 |
| 6.2.1 EPAPMF模型 |
| 6.2.2 WALSPMF模型 |
| 6.2.3 EPAPMF模型和WALSPMF模型比较及加权平均源贡献 |
| 6.2.4 小清河口表层沉积物重金属来源的讨论 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）厦门湾海洋塑料垃圾和微塑料时空分布及对人类活动响应研究（论文提纲范文）
| 作者简历 摘要 abstract 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 塑料和海洋塑料污染 |
| 1.2.1 塑料及中国塑料工业发展简史回顾 |
| 1.2.2 海洋塑料污染及其危害 |
| 1.3 微塑料定义及其来源 |
| 1.3.1 微塑料的定义 |
| 1.3.2 微塑料的来源 |
| 1.4 海洋微塑料国外研究进展 |
| 1.4.1 微塑料的分布及其影响因素 |
| 1.4.1.1 海洋微塑料通量估算 |
| 1.4.1.2 微塑料在近岸海域中的分布 |
| 1.4.1.3 微塑料在极地和大洋中的分布 |
| 1.4.1.4 微塑料在淡水中的分布 |
| 1.4.2 微塑料的物理化学性质与危害 |
| 1.4.2.1 微塑料的物理化学性质 |
| 1.4.2.2 微塑料对生物和生态的直接危害 |
| 1.4.2.3 微塑料对生物和生态的间接危害 |
| 1.4.3 微塑料的采样和分析方法 |
| 1.4.3.1 野外采样方法 |
| 1.4.3.2 实验室分析方法 |
| 1.5 海洋微塑料国内研究进展 |
| 1.5.1 在沙滩海岸中的分布 |
| 1.5.2 在近岸海域与河口区的分布 |
| 1.5.3 在沉积物中的分布 |
| 1.5.4 在海洋生物体内的分布 |
| 1.5.5 在河流及湖泊中的分布 |
| 1.5.6 其他研究 |
| 1.6 海洋微塑料研究存在的问题与方向 |
| 1.6.1 存在问题 |
| 1.6.1.1 微塑料的采样和分析方法 |
| 1.6.1.2 微塑料的理化特性和时空分布 |
| 1.6.1.3 微塑料的危害 |
| 1.6.2 研究方向 |
| 1.6.2.1 微塑料调查和研究方法领域 |
| 1.6.2.2 微塑料理化特性与时空分布领域 |
| 1.6.2.3 微塑料的危害领域 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究方法 |
| 1.7.3 技术路线 第二章 研究区域自然和社会经济概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 社会经济 |
| 2.3 气候特征 |
| 2.4 水文特征 |
| 2.5 地质地貌 |
| 2.6 沉积环境 |
| 2.7 生态环境 第三章 海洋塑料垃圾及微塑料分布研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 采集站位 |
| 3.2.2 采样方法 |
| 3.2.3 质量控制 |
| 3.3 海面和海底塑料垃圾分布格局 |
| 3.3.1 基于实地调查的海面和海底垃圾空间分布特征 |
| 3.3.2 海面和海底垃圾塑料垃圾尺寸和物源分析 |
| 3.3.3 海面和海底塑料垃圾类型组成分析 |
| 3.3.4 极端天气(台风)对海面垃圾分布的影响 |
| 3.4 滩涂(沙滩)塑料垃圾时空分布规律与特征 |
| 3.4.1 滩涂(沙滩)垃圾时空分布规律 |
| 3.4.2 滩涂(沙滩)塑料垃圾尺寸分布特征 |
| 3.4.3 滩涂(沙滩)塑料垃圾类型组成分析 |
| 3.5 海洋微塑料空间分布 |
| 3.5.1 海面微塑料空间分布特征 |
| 3.5.2 海面微塑料季节变化 |
| 3.5.3 海底和滩涂微塑料分布特征 |
| 3.6 小结 第四章 城市污水处理厂中微塑料分布特征研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 采集站位 |
| 4.2.2 样品采集 |
| 4.2.3 样品处理 |
| 4.2.4 微塑料鉴定分析 |
| 4.2.5 污染控制 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 方法有效性 |
| 4.3.2 微塑料丰度 |
| 4.3.3 微塑料特征 |
| 4.3.4 微塑料去除 |
| 4.4 小结 第五章 沉积物微塑料历史记录及对人类活动响应研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 沉积物柱样采集站位 |
| 5.2.2 沉积物柱样处理 |
| 5.2.3 沉积物柱样年代学测定 |
| 5.2.4 沉积物柱样的粒度和黏土矿物测定 |
| 5.2.5 沉积物柱样金属元素丰度测定 |
| 5.2.6 沉积物柱样微塑料测定 |
| 5.2.7 质量控制 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 研究方法的适应性 |
| 5.3.2 沉积物柱样中微塑料丰度历史分布 |
| 5.3.3 微塑料历史分布对人类活动的响应 |
| 5.3.3.1 对塑料制品产量的响应 |
| 5.3.3.2 对陆源塑料垃圾入海的响应 |
| 5.3.3.3 对城市污水微塑料排海的响应 |
| 5.3.3.4 对船舶塑料垃圾排海的响应 |
| 5.3.4 微塑料历史分布与沉积环境耦合 |
| 5.3.5 微塑料作为“人类世”地层学标志物的指示意义 |
| 5.4 小结 第六章 研究结论、创新与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 6.3.1 研究不足 |
| 6.3.2 研究展望 致谢 参考文献 附录 |
（7）中国典型红树林湿地沉积物碳库分布特征及控制因子研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要缩写或符号对照表 |
| 第1章 引言 |
| 1.1 红树林湿地生态系统 |
| 1.1.1 红树林湿地生态系统的结构特征 |
| 1.1.2 红树林湿地生态系统的功能 |
| 1.2 红树林湿地有机碳库 |
| 1.3 红树林湿地碳的稳定同位素溯源和影响因素研究 |
| 1.3.1 红树林湿地碳稳定同位素分析和溯源方法 |
| 1.3.2 同位素分馏对红树林湿地碳同位素分析的影响 |
| 1.4 红树林湿地有机碳的主要来源及影响碳储量的因素 |
| 1.5 红树林湿地藻类多样性 |
| 1.5.1 红树林湿地浮游植物多样性 |
| 1.5.2 红树林湿地底栖硅藻多样性 |
| 1.6 藻类多样性对红树林生态系统碳库的影响 |
| 1.7 研究内容、目的及意义 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究目的和意义 |
| 1.8 技术路线 |
| 第2章 典型红树林湿地沉积物碳库分布特征及控制机制 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究地点简介 |
| 2.2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.3 统计分析和作图 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 四个典型红树林区土壤理化参数 |
| 2.3.2 土壤有机碳含量 |
| 2.3.3 土壤有机碳密度 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 中国不同红树林区土壤有机碳的空间分布特征 |
| 2.4.2 不同红树林群落土壤有机碳特征 |
| 2.4.3 土壤理化因子对碳含量的影响 |
| 2.4.4 人类活动对红树林土壤碳库年变化和年代际变化的影响 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 红树林湿地沉积物碳同位素特征与碳源解析 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究地点简介 |
| 3.2.2 样品采集与处理 |
| 3.2.3 数据统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 四个红树林区土壤碳的稳定同位素比值 |
| 3.3.2 四个红树林区不同类型植物在土壤不同深度中的碳贡献值 |
| 3.3.3 四个红树林区之间土壤碳来源的比较 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 土壤δ13C特征及其与土壤理化因子的关系 |
| 3.4.2 土壤有机碳含量与δ13C值的关系 |
| 3.4.3 不同碳来源对红树林湿地沉积物有机碳的贡献 |
| 3.4.4 影响红树林湿地沉积物有机碳固定的其他因素 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 红树林湿地藻类多样性及其对沉积物碳库的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究地点简介 |
| 4.2.2 样品采集与处理 |
| 4.2.3 统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 红树林区藻类种类组成及其变化 |
| 4.3.2 红树林区藻类优势种及其变化 |
| 4.3.3 红树林区藻类细胞丰度及其变化 |
| 4.3.4 红树林区藻类种类多样性及其变化 |
| 4.3.5 福田红树林区浮游植物群落与环境因子的关系 |
| 4.3.6 叶绿素a含量 |
| 4.3.7 底栖微藻碳含量 |
| 4.3.8 土壤理化参数 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 红树林区藻类群落结构和优势种的比较 |
| 4.4.2 红树林区藻类多样性的比较 |
| 4.4.3 红树林区藻类丰度与叶绿素a、碳含量和水体富营养化 |
| 4.4.4 红树林区藻类与土壤理化参数和环境因子的关系 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（8）三峡库区香溪河库湾多环芳烃污染特征及其风险评价（论文提纲范文）
| 内容摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 1.绪论 |
| 1.1 多环芳烃的生态环境行为 |
| 1.2 三峡库区水位消涨对库区环境的影响 |
| 1.3 国内外流域多环芳烃研究现状 |
| 1.4 多环芳烃源解析研究进展 |
| 1.5 多环芳烃的评价方法 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.7 创新点 |
| 2.研究区域、样点布设与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样点的布设及样品的采集 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 3.多环芳烃在香溪河库岸带土壤中的分布特征及其相关性研究 |
| 3.1 香溪河库岸带土壤理化性质 |
| 3.2 香溪河库岸带土壤重金属污染特征 |
| 3.3 香溪河库岸带土壤多环芳烃污染特征 |
| 3.4 香溪河库岸带土壤多环芳烃相关性研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 4.多环芳烃在水-沉积物界面的污染特征及扩散行为研究 |
| 4.1 香溪河库湾表层水体多环芳烃分布规律 |
| 4.2 香溪河库湾表层水体多环芳烃与环境因子的耦合关系 |
| 4.3 香溪河库湾水-沉积物界面多环芳烃扩散行为的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 5.香溪河库湾不同海拔消落带土壤多环芳烃的分布特征及其对水位消涨的响应 |
| 5.1 香溪河库湾各海拔消落带土壤多环芳烃分布特征 |
| 5.2 不同海拔消落带土壤理化性质对水位消涨的响应 |
| 5.3 不同海拔消落带土壤多环芳烃对水位消涨的响应 |
| 5.4 本章小结 |
| 6.香溪河库湾多环芳烃溯源分析及风险评价 |
| 6.1 香溪河库湾多环芳烃溯源分析 |
| 6.2 香溪河库湾多环芳烃的风险评价 |
| 6.3 本章小结 |
| 7.结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 附录:攻读博士学位期间发表的部分学术论着 |
（9）红树林氮磷输入及重金属对溶解性有机质光谱特征的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 红树林生态系统氮磷及重金属污染现状及来源 |
| 1.1.1 红树林生态系统氮磷及重金属污染现状 |
| 1.1.2 红树林沉积物中重金属及氮磷污染来源 |
| 1.2 氮磷输入对红树林DOM影响 |
| 1.2.1 氮磷输入对红树林的影响 |
| 1.2.2 红树林沉积物中DOM的组分变化及表征 |
| 1.3 DOM对红树林湿地重金属迁移影响 |
| 1.4 本研究立题依据和研究思路 |
| 1.5 技术路线图 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 样地选择与实验处理 |
| 2.1.1 野外样品采集 |
| 2.1.2 富里酸的提取及分离 |
| 2.1.3 荧光猝灭实验 |
| 2.1.4 氮磷输入对DOM影响模拟实验 |
| 2.1.5 沉积物重金属及理化性质测定 |
| 2.2 沉积物DOM光谱扫描 |
| 2.3 数据统计分析 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 典型红树林区DOM荧光特征 |
| 3.1.1 典型红树林区DOM荧光组分及来源 |
| 3.1.2 DOM荧光光谱解析 |
| 3.2 红树林沉积物DOM的影响因素 |
| 3.2.1 氮磷输入对沉积物DOM的影响 |
| 3.2.2 盐度对沉积物DOM的影响 |
| 3.2.3 不同植物群落对沉积物DOM的影响 |
| 3.2.4 微生物对沉积物DOM的影响 |
| 3.2.5 凋落物对沉积物DOM的影响 |
| 3.3 重金属与DOM的关系 |
| 3.3.1 富里酸光谱特征 |
| 3.3.2 不同重金属对富里酸的猝灭效果 |
| 3.3.3 不同重金属对天然富里酸的猝灭效果 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新 |
| 4.3 不足及展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间参与的科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
（10）外来红树植物拉关木的生态风险及主要生态效益研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 外来物种研究背景 |
| 1.1.1 外来物种的相关概念 |
| 1.1.2 外来物种引进的生态效益 |
| 1.1.3 外来物种引进的生态风险 |
| 1.2 拉关木概述 |
| 1.2.1 拉关木的生物学特性与自然分布 |
| 1.2.2 拉关木的国内外研究进展 |
| 1.3 本研究的目的意义 |
| 1.4 本研究的主要内容 |
| 1.4.1 拉关木潜在的生态风险评估研究 |
| 1.4.2 拉关木的碳储能力研究 |
| 1.4.3 拉关木的速生快长机制研究 |
| 1.5 本研究的技术路线 |
| 1.6 第1章参考文献 |
| 第2章 拉关木的繁育特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 样地概况 |
| 2.1.2 花期、果期物候观察 |
| 2.1.3 体视显微镜观察 |
| 2.1.4 扫描电子显微镜观察 |
| 2.1.5 荧光显微镜观察 |
| 2.1.6 不同拉关木群落花的性别比例调查 |
| 2.1.7 不同储藏方式的拉关木种子萌发试验设计 |
| 2.1.8 拉关木种子野外自身林下种子萌发试验设计 |
| 2.2 结果分析 |
| 2.2.1 拉关木雄全异株系统花的结构特征 |
| 2.2.2 拉关木种子的物理特征 |
| 2.2.3 不同储藏方式对拉关木种苗萌发的影响 |
| 2.2.4 拉关木种子在野外自身林内的种子发芽情况研究 |
| 2.3 讨论与结论 |
| 2.4 第2章参考文献 |
| 第3章 拉关木苗在乡土红树植物林缘及林内生长试验研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验地自然概况 |
| 3.1.2 试验材料 |
| 3.1.3 试验设计 |
| 3.1.4 野外光照强度监测 |
| 3.1.5 数据统计与分析 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 秋茄林样地林内及林缘光照情况 |
| 3.2.2 秋茄林样地林内及林缘拉关木苗生长动态分析 |
| 3.2.3 秋茄林样地林内及林缘拉关木苗生长动态与气温的相关性分析 |
| 3.2.4 拉关木种子在秋茄林的林内生长情况 |
| 3.3 讨论与结论 |
| 3.4 第3章参考文献 |
| 第4章 拉关木对木榄幼苗的化感作用及其化感物质鉴定 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料 |
| 4.1.2 水浸液制备 |
| 4.1.3 实验设计 |
| 4.1.4 生长和产量指标 |
| 4.1.5 生理生化指标测定 |
| 4.1.6 拉关木各器官水浸液化感物质分离与鉴定 |
| 4.1.7 数据统计分析 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 拉关木水浸液对木榄幼苗生长的影响 |
| 4.2.2 拉关木水浸液对木榄幼苗叶绿素含量的影响 |
| 4.2.3 拉关木水浸液对木榄幼苗MDA含量的影响 |
| 4.2.4 拉关木水浸液对木榄幼苗叶片相对电导率的影响 |
| 4.2.5 拉关木水浸液对木榄幼苗游离脯氨酸含量的影响 |
| 4.2.6 拉关木各器官水浸液化感物质鉴定 |
| 4.3 讨论与结论 |
| 4.4 第4章参考文献 |
| 第5章 拉关木的群落结构及种苗扩散研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样地概况 |
| 5.1.2 样地设置 |
| 5.1.3 群落特征分析 |
| 5.1.4 物种多样性分析 |
| 5.2 结果分析 |
| 5.2.1 海南东寨港不同林龄拉关木人工林群落特征 |
| 5.2.2 珠海淇澳岛拉关木人工林群落结构及其种苗扩散研究 |
| 5.2.3 广东电白水东港不同林分拉关木群落特征及其种苗扩散研究 |
| 5.2.4 福建九龙江河口拉关木林下小苗生长动态研究 |
| 5.2.5 福建莆田仙游县枫慈溪拉关木种群天然更新与扩散研究 |
| 5.3 讨论与结论 |
| 5.4 第5章参考文献 |
| 第6章 外来种拉关木对中国东南沿海生态系统影响的风险评估 |
| 6.1 物种评价信息 |
| 6.1.1 引入类型 |
| 6.1.2 繁殖特性 |
| 6.1.3 生长速度 |
| 6.1.4 抗逆性 |
| 6.1.5 群落演替 |
| 6.1.6 扩散的可能性 |
| 6.1.7 利弊情况 |
| 6.1.8 控制管理状况 |
| 6.1.9 控制难易程度 |
| 6.2 拉关木风险评估体系构建 |
| 6.3 引入风险等级及管控建议 |
| 6.4 第6章参考文献 |
| 第7章 福建九龙江河口拉关木人工林的凋落物动态研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 研究区域及试验地概况 |
| 7.1.2 样地设置 |
| 7.1.3 数据分析与统计 |
| 7.2 结果分析 |
| 7.2.1 拉关木凋落物的年季动态研究 |
| 7.2.2 不同林龄拉关木人工林凋落量及季节动态研究 |
| 7.3 讨论与结论 |
| 7.4 第7章参考文献 |
| 第8章 拉关木人工林土壤呼吸及土壤总有机碳含量研究 |
| 8.1 材料与方法 |
| 8.1.1 样地概况 |
| 8.1.2 土壤呼吸样点设置 |
| 8.1.3 土壤pH值及土壤总有机碳含量测定 |
| 8.1.4 数据分析与统计 |
| 8.2 结果分析 |
| 8.2.1 拉关木人工林土壤呼吸的昼夜变化研究 |
| 8.2.2 不同林龄拉关木人工林土壤呼吸研究 |
| 8.2.3 不同林龄拉关木人工林土壤pH值研究 |
| 8.2.4 不同林龄拉关木人工林土壤总有机碳含量研究 |
| 8.3 讨论与结论 |
| 8.4 第8章参考文献 |
| 第9章 拉关木的速生快长机制研究 |
| 9.1 材料与方法 |
| 9.1.1 试验地自然概况 |
| 9.1.2 采样方法 |
| 9.1.3 叶片形态参数测定 |
| 9.1.4 透射电镜观察 |
| 9.2 结果分析 |
| 9.2.1 拉关木与3种乡土红树植物叶片形态结构的比较 |
| 9.2.2 拉关木与3种乡土红树植物叶片超微结构的比较 |
| 9.3 结论与讨论 |
| 9.4 第9章参考文献 |
| 第10章 主要结论与展望 |
| 10.1 主要研究结论 |
| 10.2 主要创新点 |
| 10.3 不足与展望 |
| 附录1 拉关木水浸液二氯甲烷相经气相色谱-质谱(GC-MS)分析鉴定的有机化合物及质谱图 |
| 附录1-la 拉关木根水浸液二氯甲烷相GC—MS测试图谱 |
| 附录1-1b 拉关木根水浸液二氯甲烷相经气相色谱-质谱(GC-MS)分析鉴定的有机化合物 |
| 附录l-2a 拉关木枝水浸液二氯甲烷相GC—MS测试图谱 |
| 附录l-2b 拉关木枝水浸液二气甲烧相经气相色谱一质谱（GC—MS)分析鉴定的有机化合物 |
| 附录l-3a 拉关木叶水浸液二氯甲烷相GC—MS测试图谱 |
| 附录l-3b 拉关木叶水浸液二氯甲烷相经气相色谱一质谱（GC—MS)分析鉴定的有机化合物 |
| 附录l-4a 拉关木果水浸液二氯甲烷相GC—MS测试图谱 |
| 附录l-4b 拉关木果水浸液二氯甲烷相经气相色谱一质谱（GC-MS)分析鉴定的有机化合物 |
| 附录2 拉关木水浸液石油醚相气相色谱-质谱(GC-MS)分析鉴定的有机化合物及质谱图 |
| 附录3 拉关木各器官水浸液乙酸乙酯相经气相色谱-质谱(GC-MS)分析鉴定的有机化合物及质谱图 |
| 攻读博士学位期间的学术成果 |
| 致谢 |
四、邻近城市土壤重金属对九龙江口沉积土壤的影响（论文参考文献）
- [1]中国潮间带滩涂沉积物碳氮磷的埋藏特征[D]. 陈杰. 华东师范大学, 2021
- [2]基于痕量元素记录的梵净山土壤污染与遗产价值维系研究 ——以九龙池湿地为例[D]. 申卫丹. 贵州师范大学, 2020
- [3]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)
- [4]九龙江口红树林湿地表层沉积物重金属分布特征及来源解析[D]. 万瑞安. 华侨大学, 2020
- [5]莱州湾南岸典型河口沉积物重金属空间分布特征及来源解析[D]. 王亚梦. 山东师范大学, 2020(08)
- [6]厦门湾海洋塑料垃圾和微塑料时空分布及对人类活动响应研究[D]. 龙邹霞. 中国地质大学, 2019(08)
- [7]中国典型红树林湿地沉积物碳库分布特征及控制因子研究[D]. 高宇. 清华大学, 2019
- [8]三峡库区香溪河库湾多环芳烃污染特征及其风险评价[D]. 席颖. 三峡大学, 2019(06)
- [9]红树林氮磷输入及重金属对溶解性有机质光谱特征的影响研究[D]. 徐明祎. 厦门大学, 2019(09)
- [10]外来红树植物拉关木的生态风险及主要生态效益研究[D]. 王秀丽. 厦门大学, 2018(06)