一、Composition and flux of nutrients transport to the Changjiang Estuary（论文文献综述）
朱礼鑫[1]（2020）在《溶解有机物在长江口和南大西洋湾中部河口及其邻近海域的不保守行为及絮凝、光降解影响研究》文中研究说明自然水体中的溶解有机物（DOM）在水域生态系统中的生物地球化学循环以及全球碳循环中都发挥着重要的作用。众多证据表明,绝大多数的陆源溶解有机物在由河流向海洋输送的过程中含量和性质都发生了显着的变化。生物地球化学过程极为复杂和活跃的河口及其邻近海海域很可能是溶解有机物发生变化的热点地区。这一区域中溶解有机物的源、汇研究成为当前的研究热点和难点。在前人研究的基础上,本论文选取长江口和邻近东海海域以及南大西洋湾中部三个河口和邻近水域为研究区域,以溶解有机物中的几种重要组分,如溶解有机碳（DOC）,有色溶解有机物（CDOM）,荧光溶解有机物（FDOM）和溶解黑碳（DBC）为研究对象,在区域尺度上对溶解有机物在河口及近海水域源、汇研究相关的问题做了探讨,以期增加我们对这一重要科学问题的认识。具体地,本文依次探讨了溶解有机物,在长江口和邻近东海海域和南大西洋湾河口和近海的时空分布差异以及不保守行为;絮凝和光化学降解对于溶解有机物含量和性质的影响;最后通过针对性的实验设计首次测量获得了自然水体中溶解黑碳的表观量子产率。基于以上研究,本论文主要得到了如下结论:（1）溶解有机物的几种组分在长江口及其邻近东海海域存在显着的空间和季节差异,口内含量高于口外,夏季高于冬季,并且口内和夏季溶解有机物的芳香化程度更高。相对而言,在溶解有机物输运过程中,冬季比夏季保守,中底层比表层更加保守。三种蛋白类荧光物质,特别是C3和C5组分在输运过程中表现得最不保守,在舟山群岛及南部近岸海域均存在高值区,这些区域也在主成分分析中被清晰分离开,很可能代表人类活动的影响。最后,报道了溶解黑碳在长江口及其邻近海域的空间分布,长江口溶解黑碳与CDOM的分布有较好的耦合关系,没有观察到较为显着的不保守过程。（2）虽然地理位置上在相近的纬度,南大西洋湾三个河口水体中溶解有机物含量显着高于长江口,Ogeechee河口的含量甚至比长江口高接近一个数量级,这一差异可能主要是由于不同河流流域植被覆盖率、水体滞留时间以及人类活动干扰等因素引起。这三个地理位置上非常接近的河口的溶解有机物的含量和性质也存在较大的差异。除了空间上的差异外,通过在Ogeechee河口多月份采样发现,Ogeechee河口溶解有机物在不同月份间差异较大,但与季节关联性不大。保守性分析发现,在各个月份中,盐度为1之前该河口中溶解有机物均有显着的增加过程,使用高频率的野外传感器可以有效地将这一增加的地理区域展示出来。溶解黑碳与CDOM有很强的相关关系,这一相关关系即使扩展到包括长江口和北极地区数据时依然具有适用性。这种相关性说明水体中CDOM在不同河口地域中可以作为指示溶解黑碳的参数,从而可以利用传感器、卫星反演等手段获取表层水体中高分辨率的溶解黑碳数据。（3）通过实验室混合实验和野外采样结果分析发现,絮凝对于长江口溶解有机物含量和性质改变程度不大,其引起的变化并不足以解释在野外样品中溶解有机物浓度和性质在输运过程中发生的不保守行为。此外,PARAFAC模型虽然准确提取了理论混合三维荧光光谱的数据,但是对于受到拉曼峰和瑞利峰影响区域的荧光峰却并没有被准确反馈。进一步分析多种基于CDOM和FDOM数据表征溶解有机物性质的参数发现,芳香化指数SUVA254值最为稳定和可靠。（4）三种不同水样的光降解实验表明,长时间光照可以显着移除自然水体中大多数溶解有机物组分含量并降低溶解有机物的芳香化程度,但在Ogeechee河口水样中我们观察到光照显着增加了水体中蛋白类组分。当90%左右的CDOM被移除时,Ogeechee河口,长江口和南大西洋湾三种水体中溶解黑碳的移除比例分别为72.6%,88.3%和46.8%,呈现较大的差异。两个河口水样中溶解黑碳的降解比例显着高于南大西洋近海水样,说明溶解黑碳对于光照的响应也受到溶解黑碳结构或者组成的影响。通过对溶解有机物性质的表征参数的对比发现,芳香化指数SUVA254指示溶解有机物性质受光照影响的最佳参数。在光降解过程中,溶解黑碳占溶解有机碳的比例以及溶解黑碳两种单体苯六多酸（B6CA）和苯五多酸（B5CA）的比例（B6CA/B5CA）也随着光照时间的增加呈现规律性的指数减少。芳香性参数SUVA254与B6CA/B5CA的强相关性也说明芳香性参数SUVA254可以用于指示溶解有机物和溶解黑碳的芳香化程度。（5）光降解会选择性降解溶解有机物中芳香化程度更高的组分,这种选择性会使得固相萃取后的溶解有机碳（SPE-DOC）碳稳定同位素(δ13C)随着光照而增加。溶解黑碳的两种单体B5CA和B6CA碳稳定同位素(δ13C)并没有随着光照发生显着的规律性变化。最新的研究发现,全球河流与海洋水体中溶解黑碳的δ13C稳定同位素存在-6‰左右的差异。依据本研究的结果,这一显着差别无法通过光降解过程解释。（6）表观量子产率（AQY）是表征自然水体中物质在光化学过程中发生变化（产生或者降解）最重要的参数。本论文使用Ogeechee河水和南大西洋湾近岸海水测量了水体中溶解黑碳光降解的表观量子产率。结果表明,两种水样所得的溶解黑碳的表观量子产率没有明显的差异,并随着光谱的增加呈指数下降,这为后续准确估算自然界中光降解过程对于溶解黑碳的降解量提供了数据支撑。
张海霞[2]（2020）在《2017年长江口及邻近海域的营养盐—分布、调控及富营养化生态效应趋势评估》文中提出长江是我国第一、世界第三大河,人口密度高、化肥的广泛使用和生活垃圾的大量排放,使巨量的长江径流携带大量的营养盐入海,这造成了长江口及其邻近海域富营养化的严重性和生态系统的巨大变化。于2017年2、5、7月对长江口及邻近海域分别进行了冬、春、夏三个季节的调查。调查结果显示,2月研究区域内水体垂直混合均匀,表、中、底层水体溶解氧饱和度（DO%）为（104±3）%,大部分站位处于溶解氧饱和状态。5月水体DO%为62%～185%,其中底层水体大部分站位的DO%处于未饱和状态。7 月水体层化显着,DO 为 1.52～13.92mg/L,DO%为 20%～179%,122°～123°E、31°～32°N区域内的表层DO%为139%～179%,而底层水大都处于未饱和状态,只有杭州湾附近站位的底层水基本处于饱和状态,夏季缺氧区位于31°N、123°E附近,其DO低至1.52 mg/L。2月、5月和7月长江淡水端总碱度（TAlk）分别为1874± 15 μmol/kg、1698± 11μmol/kg、1554±28μmol/kg,溶解无机碳（DIC）分别为 1883±14μmol/kg、1750±11μmol/kg、1590±18μmol/kg,洪水期的TAlk和DIC 比枯水期低,2017年夏季的TAlk和DIC 比往年低。长江口淡水端2月溶解硅酸盐（DSi）、溶解无机氮（DIN）和溶解无机磷（DIP）浓度分别为 111.6～134.3 μmol/L、156.8～158.4μmol/L 和 1.72μmol/L;5 月分别为 119.2～120.6μmol/L、127.0～133.8μmol/L 和 1.26～1.50 μmol/L;7 月分别为 121.4～122.7 μmol/L、93.9～98.6 μmol/L 和 0.83～0.88 μmol/L,它们都是2月最大,7月最小。根据长江口淡水端营养盐通量与径流量的关系,计算出2017 年 DSi、DIN 和 DIP 的入海通量分别为10.7×l010 mol/yr、11.3×1010 mol/yr和 12.9×108 mol/yr。7月营养盐受物理混合作用和生物作用的共同影响。物理混合作用主要表现为研究区域表层DSi和DIN保守混合,可由淡水端和海水端组成的两端元进行分析,生物作用主要表现为DIC、DSi、DIN和表观耗氧量（AOU）四个参数之间的耦合关系较强。7月表层生物作用最强区域DIC和DSi的去除分别为160μmol/kg、33.2 μmol/kg,DO 的添加为 168.30 μmol/kg;低氧区 DIC 和 DSi 的添加分别为 107μmol/kg、24.2 μmol/kg,DO 的去除为 149.65μmol/kg,计算出表层DO%高值区对底层低氧区的贡献为70%～90%,实际值更偏向90%,进一步证明了该区域底层的营养盐（DSi和DIN）绝大部分是由有机质降解产生的。21世纪以来,DSi和DIN浓度没有明显上升或下降的趋势;DIP浓度有增长的趋势,但是近十年变化很小。根据营养盐输出通量与径流量的关系,计算出长江口淡水端近十年DSi和DIN的输出通量,进而得出21世纪以来DSi、DIN和 DIP 的输出通量分别在 8.0-12.0×1010 mol/yr、8.7-13.3×1010 mol/yr 和 8.7-15.5×108 mol/yr之间波动,都处于高水平,没有明显上升或下降的趋势。从1980年开始长江口的海岸带富营养化潜力指标（ICEP）大于0,长江口及邻近海域开始出现富营养化。1980～2005年ICEP逐渐升高,长江口及邻近海域富营养化逐渐加强。2005年以后ICEP在8.7-14.0×109kg/yr之间波动,没有明显上升或下降的趋势,其富营养化水平较稳定。虽然2010年以来赤潮发生次数和面积相较2000～2010年下降了很多,但是2017年7月现场调查发现了缺氧区,由富营养化衍生出来的海底缺氧状况依然严重,因此长江口及邻近海域的富营养化问题不容小觑。
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》文中研究表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。
吴文涛[4]（2020）在《长江营养盐与微量元素时空变化、入海通量及其对人类活动的响应》文中指出河流是连接陆地与海洋的主要通道之一,在流域–河流–河口–近海环境演变中发挥着关键作用。对河流水环境的研究是开展河流与海洋水环境耦合演变分析的重要方面,也是深入揭示人类活动对环境影响的重要切入点。长江是我国最大的河流,流域水体中的重金属、微量元素和营养盐等随径流输送入海,对河口及邻近海域生态环境状况产生重大影响。本文结合2017年和2018年对长江流域干流与主要支流的综合观测、2013年～2019年长江下游大通站位的逐月定点观测,系统分析了长江流域水体中营养盐的组成、结构、时空变化与入海通量,探讨了人类活动影响下长江水体营养盐的输送变化规律及对邻近海域生态环境的影响。同时,运用多元数理统计手段对水体中溶解态常量和微量元素的空间分布规律、来源及入海通量进行了分析,并通过与世界其它河流的对比探讨了流域自然因素与人类活动等对长江水环境中常量与微量元素分布与输送的影响。本文旨在加强在人类活动影响下流域营养盐与微量元素输送过程的认识,以期为大河流域物质输送以及对近海生态系统的保护提供科学依据。主要结论如下:（1）2017年和2018年调查期间,长江流域内氮和硅的浓度远高于磷,溶解态的氮为主要氮营养盐组分。水体中N/P、Si/N和Si/P比远高于RedfieldBrzezinski值N/Si/P=16/16/1,存在潜在的磷营养盐限制问题。下游水体营养盐浓度及入海通量有明显的季节变化,氮和磷的浓度变化与径流量显着负相关,呈现丰水期低、枯水期高的特征。硅的季节变化与氮、磷相反。除氨氮（NH4+）和亚硝酸盐（NO2-）外,各形态营养盐的入海通量均以径流量为主导因素,呈现明显的丰水期高,枯水期低的特征。（2）结合历史观测数据发现,近20年来长江上游河段各种形态的氮、磷营养盐浓度均显着低于中下游河段和流域平均值,受人类活动和土地使用政策的区域性差异的影响,中下游营养盐维持在较高的浓度水平。此外,三峡大坝对营养盐沿程变化也有一定的影响。近60年来,长江氮与磷营养盐浓度和通量的长期变化趋势大致可以分为三个阶段。第一个阶段为1960年至1980年的缓慢增长;第二个阶段为1980年至2000年呈现指数型的迅速上升;第三个阶段为近20年来,增长趋于缓和,甚至出现略微下降的趋势。长江硅的浓度和通量变化相对较小,整体呈现持续下降的趋势,与河流筑坝等人类活动息息相关。（3）Cu、Zn、Pb、Cd和As是长江流域主要受人类活动影响的元素,在下游区域显着高于上游与中游（p<0.05）,且各元素在长江重庆段和汉江均有较流域其它河段高的浓度值,这些河段相对较高的重金属含量主要与人类活动强度密切相关。有趣的是,长江宜昌至武汉段各元素均出现了较低的浓度值,这很大程度上受三峡水利工程蓄水所产生的―滞留效应‖所致。统计分析还显示Na、Mg、K、Ca、Fe、Mn、Co、Ni、Mo、Cr和V主要与各种岩石矿物的风化与侵蚀相关,Cu、Zn和Pb主要受工业、金属冶炼、矿物开采等人类活动的影响,而Cd和As则主要来源于农业生产活动。长江重庆段和汉江区别于长江流域其它河段,表明水体受人类活动影响比较严重,但长江流域重金属浓度水平整体低于世界其它重工业和农业发达区域的河流。由于长江径流量巨大,Cu、Zn、Pb、Cd与As的入海通量是长江口及其近海重金属收支与循环的重要一环,并可能对河口生态环境产生深远的生态学效应。
施沈阳[5]（2020）在《长江口及其附近海域营养盐和浮游植物时空分布数值模拟》文中研究指明河口是近岸海域情况最复杂,受海陆作用影响最强烈的区域,也是受人类活动影响大,与近岸海域环境变化最相关的区域。在过去的几十年中,人类在长江流域特别是长江中上游修建了大量的水利工程,对长江年平均输沙量产生一定影响;肥料的大量使用以及未经处理的污水、废水的排放使得长江入海营养盐通量大大增加,长江口及其附近海域生态系统也产生了相应的变化。目前长江入海物质通量的变化对长江口生态系统影响的定量研究仍较少,特别是中长时间尺度下长江口生态系统对环境变化响应的研究较为缺乏,本文通过数值模拟的方法量化长江口营养盐和浮游植物的年际及年代际变化,并研究导致所观察到的生物地球化学变化的潜在机制。本文进行数值模拟实验所使用的模型为物理-生物地球化学耦合模型FVCOM-FABM-ERSEM。首先运用该模型构建了简单一维模型,以验证模型的物理和生物地球化学过程耦合的正确性,进而构建东中国海陆架尺度模型为长江口三维模型的构建奠定基础,最终构建了长江口三维模型,将观测数据与模型结果相结合,研究了长江口温度、盐度、营养盐和Chl-a等主要物理和生物地球化学变量,并量化了长江入海物质通量改变对长江口生态系统中长期的影响。主要研究结论包括:1.使用长江口公共航次数据和卫星遥感数据对长江口模型进行验证,验证结果良好,证明模型可以较好的刻画长江口区域的温度、盐度、硝酸盐、磷酸盐、Chl-a等的物理和生物地球化学过程,也可以正确反映盐度锋、泥沙锋、营养盐锋和Chl-a锋之间相伴产生和相互作用的关系。模型的底栖模块模拟与实际生态系统相符,在模型中考虑近底过程可以使模型模拟结果更加准确。2.长江口及其附近海域生态系统会对河流入海通量的变化产生快速的响应。生态系统中的营养盐变化特征与长江入海通量的变化特征相似,长江是近岸区域营养盐的主要来源。长江口硝酸盐主要来自长江径流,硝酸盐的分布是一个逐渐稀释的过程,磷酸盐的分布与浮游植物的消耗和垂向混合关系密切,泥沙的分布对溶解态营养盐的空间分布影响不大。浮游植物Chl-a的空间分布与沉积物锋面分布关系密切,浙江沿岸的浮游植物藻华比江苏和上海沿岸的爆发持续时间更长,生物量更大。随着营养盐比例的改变,非硅藻种在浮游植物中的占比增加。3.由于近60年来人类活动对长江的强烈影响,长江口及其附近海域的生态系统发生了较大的变化。硝酸盐和磷酸盐浓度增加,增加量可以达到原始值的4倍,硅酸盐浓度没有明显增加或下降的趋势,营养盐结构改变,近岸区域N/P比值增加,由Redfield比值的1.25倍增长为3.125倍,Si/N和Si/P都呈现下降趋势,Si/N近年来更加接近Redfield比值,而Si/P仍远大于Redfield比值。营养盐浓度增加使得藻华爆发更加频繁,营养盐比例的变化是造成长江口及其附近海域浮游植物群落结构改变的主要因素,从20世纪90年代中期开始,浮游植物优势种出现由硅藻种向非硅藻种转变的趋势。
陈小刚[6]（2019）在《海岸带典型红树林、盐沼、沙质海滩和岩溶生态系统海底地下水排放》文中认为作为全球水和生源要素（如氮、磷、硅和碳）源项的重要组成部分,海底地下水排放（Submarine Groundwater Discharge,SGD）已经被认为是海岸带各生态系统陆海界面物质交换的重要途径之一。就已报道数据可知,不论是小尺度的河口、海湾和泻湖等还是大尺度的边缘海,SGD输送进入海洋的营养盐和碳等生源要素与沿岸河流输入和大气沉降的输入相当,甚至可能更高。目前有关地下河口SGD的研究主要是SGD携带物质通量的估算以及潜在环境效应的评估,大多集中在海湾、河口和陆架等生态系统,红树林、盐沼、沙质海滩和岩溶等生态系统的SGD研究相对较少。因此,本论文选取了红树林、盐沼、沙质海滩和岩溶等四种海岸带典型生态系统,对其SGD所携带的营养盐（溶解无机氮（DIN）、溶解无机磷（DIP）、溶解硅（DSi））和溶解碳（溶解无机碳（DIC）和溶解有机碳（DOC））等生源要素收支进行了评估。（1）红树林生态系统:茅尾海是我国典型的红树林海湾,同时也是中国最大的天然近江牡蛎采苗和养殖基地。基于222Rn质量平衡模型,估算得到茅尾海SGD携带的DIN、DIP和DSi通量分别为（6.5±10.2）×10–2,（1.0±2.1）×10–3和（6.4±7.4）×10–22 mol m–22 d–1,分别是茅尾海沿岸河流输送通量的1.9、0.9和3.6倍。茅尾海沿岸地下水中的N/P比（64）很高,大量的含有高N/P比的营养盐通过SGD进入茅尾海可能会超过环境自净能力,使得茅尾海营养盐组成发生变化,改变浮游植物群落结构,进而可能会影响茅尾海营养盐的生物地球化学循环和海洋生态环境。同样我们估算得到洪季SGD输入茅尾海的DIC和DOC通量分别为0.70±0.82和0.31±0.30 mol m-22 d-1,枯季分别为0.25±0.24和0.25±0.23 mol m-2d-1,洪季SGD携带的DIC和DOC通量分别是沿岸河流输入的11倍和2.1倍,枯季分别为沿岸河流输入的5.1倍和6.0倍。结合全球文献资料,发现全球红树林生态系统通过SGD输送的DIC和DOC占河流输送的29–48%,其在海岸带蓝碳收支评估中应该加以考虑。（2）盐沼生态系统:盐沼生态系统是碳的重要储库,也是海岸带蓝碳的重要组成之一。作为淤涨型滨海盐沼湿地,崇明东滩是研究碳、氮储量时空分布的典型区域。我们发现崇明东滩盐沼生态系统间隙水中NO3–和NH4+浓度分别为1.48±0.98和282±251μmol L–1,而其他生态系统（包括小尺度的海湾、泻湖、珊瑚礁和海草床以及较大尺度的河口、陆架和边缘海等生态系统）NO3–和NH4+浓度变化范围分别为45-1640μmol L–1(平均值:310μmol L–1)和0.89-38.1μmol L–1(平均值:8.8μmol L–1),崇明东滩盐沼生态系统间隙水中NO3–浓度远小于其他生态系统,而NH4+浓度远大于其他生态系统。此外,崇明东滩盐沼生态系统间隙水中NH4+、DSi和DIC浓度明显高于近岸海水,而NO2–、NO3–和DIP浓度低于近岸海水,尤其是NO3–浓度,因此,我们仅对间隙水交换的NH4+、DSi和DIC通量进行估算,这里间隙水交换输入近岸的NH4+通量可以近似等于DIN的通量。基于222Rn质量平衡模型,崇明东滩盐沼生态系统间隙水交换速率为37±35 cm d-1,进一步我们估算得到崇明东滩盐沼生态系统间隙水交换输入近岸的DIN、DSi和DIC通量分别为0.10、0.08和3.20 mol m–22 d–1,发现崇明东滩盐沼生态系统间隙水交换输入近岸的DIN和DSi通量介于除盐沼以外的其他生态系统SGD输入的DIN(0-0.68 mol m–22 d–1)和DSi(0-1.4 mol m–22 d–1)通量范围,并处于较低水平,而DIC通量明显高于除盐沼以外的其他生态系统SGD携带的DIC通量(0.13-2.0 mol m–22 d–1),表明盐沼生态系统通过间隙水交换的DIC等碳通量可能是海岸带蓝碳的重要输出。（3）沙质海滩生态系统:间隙水交换是向近海输送生源要素的重要途径,特别是在高渗透含水层中,如沙质海滩。沙质海滩是无冰海岸线的主要组成,其含水层具有很强的渗透性。基于222Rn对流扩散模型,我们估算了浙江嵊泗沙质海滩的间隙水交换速率为7.4–25.8（平均值:12.9±5.8）cm d-1,间隙水交换输送的DIN、DIP和DSi通量分别为（1.7±1.4）×10–2,（2.1±1.1）×10–4和（1.5±1.3）×10–22 mol m–22 d–1。嵊泗岛沙质海滩间隙水的Si/N比（0.92）和长江口沿岸地下水中的Si/N比（2.18）均明显高于长江口表层水体中的Si/N比（0.68）。此外,结合文献资料,SGD输入的营养盐是长江口营养盐的主要来源,这些具有较高Si/N比的间隙水（或地下水）通过SGD进入近岸水体可能会通过改变近岸水体中的浮游植物群落组成而影响近岸生态系统。通过比较全球范围内SGD输送的营养盐通量,这种间隙水交换或SGD输送的Si可以补偿由于人类活动（如大坝和水库的建设）而从河流源头减少的Si通量,因此我们认为通过间隙水交换或SGD输入的具有较高Si/N比的Si通量可能强烈影响邻近海域的Si收支和循环。该研究结果不仅有助于加深我们对生源要素循环过程的理解,也有助于理解相应的生态环境过程,如在人为活动背景下受河流影响的近岸水域有害藻华的发生。（4）岩溶生态系统:海蚀洞或者海底泉是地中海喀斯特海岸线的常见地貌,它可以将点源地下淡水和营养物质输送到近岸水域。我们首先用222Rn质量平衡模型分别对克罗地亚克尔卡河口受海蚀洞影响的一个典型岩溶生态系统（Zaton湾）上层水体和下层水体的SGD及其营养盐通量进行了量化,发现上层水体SGD及其营养盐通量远高于下层水体。对于上层水体,洪季SGD及其营养盐通量(SGD:0.29-0.40 m d-1;DIN:52 mmol m-22 d-1:DIP:0.27 mmol m-22 d-1)明显高于枯季(SGD:0.15 m d-1;DIN:22 mmol m-22 d-1;DIP:0.08 mmol m-22 d-1)。在Zaton湾,赤潮常发生在洪季,而在枯季则没有观测到。营养盐收支也表明SGD输送的DIN和DIP占到Zaton湾DIN和DIP来源的98%以上。这些具有高N/P比（190-320）的SGD携带的大量营养盐可能是触发并维持Zaton湾赤潮季节性爆发的主要因素。此外,将我们的新的结果与已有文献相结合,进一步估算了整个地中海喀斯特区域通过地下淡水输送进入地中海的营养盐通量。结果表明,地中海喀斯特区域通过地下淡水输入地中海的DIN和DIP通量分别占地中海沿岸河流输入的11-32%和1-6%。因此,本研究证明了地中海喀斯特区域通过海蚀洞等点源输入的地下淡水是地中海“新”营养盐的重要来源,其可能对寡营养盐结构的地中海生物地球化学循环产生重要影响。综上所述,本论文利用天然放射性核素222Rn示踪技术定量估算了海岸带典型红树林、盐沼、沙质海滩和岩溶生态系统的SGD或间隙水交换速率及其所携带的营养盐和碳等生源要素通量,进而评估了这些生态系统的营养盐和碳收支,结果表明,红树林和盐沼生态系统由于高固碳速率（能力）而表现出较高的碳输送,也就是说,相对于其他生态系统,SGD或者间隙水交换输入近岸的碳通量（如DIC和DOC等）对于红树林和盐沼生态系统更为显着,对海岸带蓝碳收支有着重要贡献。此外,SGD在这四种生态系统营养盐收支中有着不可忽视的贡献,同时也会对当地生态环境产生重要影响。
王昊[7]（2019）在《陆源活性硅在长江与黄河的输送、行为及对河口硅循环的影响》文中提出硅与碳一样在生态系统中发挥着极为重要的作用。近几十年来,人类活动的强度日益加强,诸如筑坝、氮与磷向水体的输入量增加以及气候变化等导致硅随地表径流的输送过程与通量发生了显着的改变,并进一步引发了河口与近岸生态环境的变化。硅循环及其环境效应等方面的研究逐渐成为当前地球化学循环研究的热点。然而,人们对于硅在河流的输送及其在河口的行为以及硅循环的认识仍有许多不足,这使我们无法准确揭示人类活动影响下硅循环的基本规律、变化趋势及生态环境效应等。因此,综合研究人类活动影响下大河流域与河口硅的迁移与转化过程及硅循环对生态环境变化做出的响应等对于揭示人类活动对近海生态系统的影响,加深硅生物地球化学循环的认识具有重要的意义,且属于当前硅循环研究方面的关键的切入点。本研究以长江与黄河大河流域和长江口为重点研究区域,通过调查长江与黄河流域的活性硅（RSi）、颗粒有机碳（POC）及碳稳定同位素(13C)等参数,着重分析了长江与黄河活性硅与颗粒有机碳的空间分布、来源与活性硅入海通量的季节性变化,并结合历史资料,分析了活性硅由陆向海输送过程中的主要受控因素以及生物硅中有机碳、氮(POCBSi,PONBSi)与碳稳定同位素(13CBSi)的指示作用。而后,通过分析长江口沉积物中活性硅、有机碳的数据,并结合铅210(210Pb)测年与X-射线岩心扫描（XRF）的结果,探讨了长时间尺度内长江口沉积物中颗粒有机碳与活性硅的来源、组成、转化与埋藏过程以及影响长江口活性硅与颗粒有机碳埋藏的主要因素。上述工作旨在加强对人类活动影响下河流硅输送过程的认识,揭示河流物质输入变化对长江口硅循环的影响,以期为硅的陆-海循环及近海环境演变提供科学依据。本文主要结论如下:（1）长江与黄河RSi的组成存在显着的差异,黄河下游水体中的溶解硅（DSi）浓度显着低于长江,为长江的74%;而生物硅（BSi）浓度却为长江的3倍;黄河BSi/（DSi+BSi）的比值为0.49,明显高于长江的0.22。黄河下游水体中较高的BSi浓度与黄河水体中高的悬沙含量有关。长江RSi入海通量在丰水期、平水期与枯水期的分配比例为5.3:3.1:1.6,而黄河的比值为3.8:3.4:2.8;丰水期是长江物质输送的主要季节,而调水调沙过程是黄河RSi入海通量集中的主要时期。近几十年来,长江与黄河DSi年入海通量均发生了明显的变化。流域气候变化和筑坝导致的DSi浓度下降是影响长江DSi入海通量的主要因素。近些年,温度升高提高了长江流域硅酸盐的风化速率,DSi的产量得以增加,但流域水库效应所产生的DSi滞留从一定程度上抑制了风化作用对水体DSi通量的贡献。自1985年至2001年,径流量与DSi浓度降低的共同作用对黄河下游DSi通量下降的贡献较大。（2）长江流域RSi浓度的分布受三峡大坝影响明显,DSi浓度的分布呈现中下游略低于上游的趋势,BSi在悬浮颗粒物（SPM）中的含量与悬浮颗粒浓度大致呈负相关关系。黄河流域DSi与BSi浓度的空间分布主要受控于流域的风化与土壤侵蚀过程,表现出与悬浮颗粒物含量相似的变化趋势。长江干流POC多来源于土壤侵蚀后进入水体的陆生碳3（C3）植物生产的POC。对应流域的土壤侵蚀对长江支流POC的贡献较低。相对于长江,黄河悬浮颗粒物中的POC存在较高的陆源碳4（C4）植物组成。不过,黄河流域POC的空间分布受到了C3与C4植物POC贡献差异与土壤侵蚀强度的共同影响,这与长江的情况有所不同。陆生高等植物产生的植硅体是长江与黄河悬浮颗粒物中BSi的重要来源,且与水体SPM的浓度密切相关。长江干流中、下游植硅体占水体生物硅的比重高于上游与支流,黄河BSi中可能存在较高比例的C4植硅体。由于赋存于土壤或岩石中的老化POC组成较高,导致黄河碳氮比（C/N,原子比）较低,且C/N与13C的时空变化较弱。丰水期高的风化与侵蚀强度导致长江流域C/N与13C值较低。长江与黄河POCBSi对POC向海输送的贡献分别为0.28%与0.83%,说明生物硅圈闭碳对有机碳的由陆向海输送贡献有限。（3）在百年时间尺度上,长江口的陆源输入、初级生产以及长江流域的风化过程均发生了明显的变化。伴随着陆源输入、流域风化强度的下降与长江口初级生产逐渐增强等,长江口沉积物中颗粒有机碳的C/N比逐渐增加。除陆源输入外,海洋硅藻的初级生产过程是决定沉积物中BSi含量的另一重要因素。长江口沉积物中的BSi矿化率与RSi矿化率均为0.52。陆源输入是长江口沉积物中POC和BSi的重要来源,分别占沉积物中POC和BSi的44%-73%与16-83%。1980年后,长江口初级生产结构与组成的变化造成沉积物中的BSi埋藏速率相对于C发生了明显的下降。三峡大坝筑坝对DSi的截留作用对长江口BSi埋藏效率的降低产生了一定的促进作用。A5-4与A6-6站位孔隙水中DSi向上覆水的释放通量分别为316μmol/（m2·d）与159μmol/（m2·d）。根据A6-6的收支平衡,BSi与其他无定形硅（Amorphous）是长江口沉积物中RSi埋藏的主要形式。在埋藏过程中,RSi在沉积物中向自生成岩硅（Anth-Si）的转化速率为20%,是活性硅在沉积物保存的重要途径。本研究显示河流筑坝等人类活动对河口物质循环与埋藏的影响较为明显,并可能改变河口区域硅与碳循环的原有规律,相关认识对于深入研究流域物质循环与河口的生物地球化学过程研究具有重要的意义,并可为河流-河口相互作用与河口生态环境演变规律的认识提供新视角。
刘建安[8]（2019）在《基于镭同位素评估河口和近海海底地下水排放及其环境效应》文中认为在先前研究陆源物质向海的输送通量及其对近海生态环境的影响过程中,更多地关注传统来源的输入,比如地表径流、大气沉降、养殖投放和废物排放等,而往往忽略了另外一种“新”来源—海底地下水排放（Submarine Groundwater Discharge,SGD）输入的影响。而过去几十年间的研究结果表明SGD不仅仅是简单的地下水输入至海洋的过程,其更重要的是陆源物质向海洋输送的通道,影响着海洋中一些化学物质的生物地球化学循环进而改变其生态环境。虽然前期已就SGD及其对环境的影响开展了大量的研究工作,但是整体上对于贫营养条件下以及大空间尺度的区域中SGD的环境效应研究比较缺失。因此,本论文选取富营养条件下的长江口和珠江口以及贫营养条件下的克罗地亚喀斯特地貌的克尔卡河口和我国大空间尺度的半封闭边缘海—南黄海和渤海为研究对象,并借助于镭（Ra）同位素示踪技术,评估了海底地下水排放及其输送的生源要素对不同环境类型河口和大尺度空间海域的环境效应。针对不同环境类型下SGD的研究,对珠江口、长江口和克尔卡河口水体及其周边地下水中的Ra同位素进行采样分析。基于224Ra的质量平衡模型,估算得出在枯季和洪季输入至珠江口SGD通量分别是（4.5-10）×108 m3 d-1(23-50cm d-1)和（1.2-2.7）×108 m3 d-1(6-14 cm d-1),而在枯季输入至长江口的SGD通量为（4.6-11）×109 m3 d-1(18-45 cm d-1),且都高于同期河流径流量;而在克尔卡河口,基于226Ra和228Ra使用多种方法估算得到的SGD通量约为（5.9-36.7）×105 m3 d-1(5.6-40 cm d-1),大致占了同期河流流量的18-76%左右,其中34-60%为淡水地下水。对比这几个河口的SGD研究结果,发现输入至珠江口和长江口的SGD以再循环海水为主,占比达到了95%以上,而在克尔卡河口中淡水地下水与再循环海水所占比例基本相当。更重要的是,珠江口、长江口和克尔卡河口SGD是其河口地区水体中溶解无机氮（DIN）、溶解无机磷（DIP）和溶解无机硅（DSi）主要来源之一,尤其在枯季由SGD输送的营养盐可达同期河流输入的数倍,在洪季珠江口和长江口SGD输送的营养盐也能到达同期河流的37-150%。此外,由SGD输送的营养盐中氮磷的比值都远大于Redfield值,其中珠江口和长江口SGD输入的氮磷比值分别大约是53和90,而在克尔卡河口这个比值高达317,因此SGD携带的高氮磷比值可能会驱使近岸水体初级生产力改变或者加剧磷限制的发生,从而影响近岸水体的生态环境系统。相对于珠江口和长江口,克尔卡河口属于典型的喀斯特地貌,其含水层以碳酸盐的岩石为主;本论文研究发现由SGD输送的溶解无机碳（DIC）的净通量高达2.10 mol m-22 d-1,基本都高于全球其他类型河口(平均值约为0.85 mol m-22 d-1),可见富含DIC的类似喀斯特地貌含水层输出的SGD是近海碳收支中的重要来源,尤其是在全球海平面上升等气候条件变化下,喀斯特含水层中的SGD对于全球近海碳循环就愈加重要。对于大空间尺度区域中SGD环境效应的研究,首先通过春季在南黄海的采样调查,利用228Ra估算了整个南黄海的SGD通量为（1.3±1.0）×1012 m3 yr-1,即1.15±0.77 cm d-1,为同期长江输入至南黄海流量的三倍之多。SGD携带至南黄海的DIN、DIP和DSi通量远大于沿岸河流的贡献量。同时根据南黄海水体过剩228Ra的分布,发现苏北浅滩SGD输送的营养盐物质可能是南黄海爆发大面积绿藻的潜在因素之一,同时也是绿藻衰亡之后整个南黄海水体DIN恢复到正常水平的重要来源。同时在更加封闭且受人类活动影响更加显着的大空间尺度的渤海,通过在其海域及沿岸地下水中对Ra同位素的采集分析,利用Ra同位素的质量平衡模型,估算了由SGD输入至渤海的过剩226Ra和228Ra通量都达到了渤海水体中总量的75%以上;之后利用环渤海沿岸地下水中228Ra/226Ra的比值区分并分别估算输入至渤海中淡水地下水和再循环海水通量,发现虽然淡水地下水只占SGD总量(0.72±0.46 cm d-1)的一小部分（5.1±4.1%）,但是其携带了大量营养盐输送至渤海中,尤其是其中的氮磷比远大于再循环海水和河流,且由于淡水地下水主要分布在近岸地区,这可能是渤海沿岸近海区域发生赤潮主要原因之一。总体上,虽然在富营养和喀斯特地貌贫营养的河口中SGD的表现形式有所差别,但SGD输送的营养盐对其近岸水体都有着重要环境效应,同时发现喀斯特地貌含水层中的SGD还可能是全球近海碳循环的潜在主要来源,且在海平面上升等全球气候条件变化下,其重要性可能愈加凸显;在大空间尺度近海,SGD同样是营养盐不可忽略的主要输入源,其对近海环境有着重要的影响。本论文的研究以期为全球气候变化下不同类型海岸地区的管理和保护提供相关的基础数据。
焦婷[9]（2019）在《长江口颗粒有机物的光谱特性及其河口行为》文中研究表明颗粒有机物（POM）是河口有机碳储库的重要组成部分,了解河口中影响POM来源和归宿的生物地球化学过程对于量化陆地和河流来源的碳对陆架边缘海碳收支的贡献和研究海洋碳循环至关重要。光谱分析是一种能表征有机物来源组成以及地球化学活性的重要技术手段,但是迄今为止,对河流主控的大型河口的POM光谱性质的研究尚显不足。本论文以中国最大的河口长江口为研究对象,利用紫外-可见吸收光谱和三维荧光光谱结合颗粒有机碳（POC）分析,探讨了河口区POM光学性质的分布特征及其影响因素,并分析了POM光学参数对污染信号输入的示踪作用。此外,还通过比较碱提颗粒有机物（BEPOM）和有色溶解有机物（CDOM）的光谱特征,探讨了颗粒态和溶解态有机物组成和性质的差异。主要研究结果如下:（1）长江口POC的空间分布整体呈现口门内高、外海海域低的变化趋势。春季POC分布主要受TSM浓度和来源控制,随着离岸距离的增加,TSM对POC的影响程度逐渐减弱。夏季POC分布受河海水的物理混合和陆源输入的共同影响,随着TSM浓度降低,浮游植物初级生产成为影响远岸区POC分布的主要调控因素。悬浮POC的主要存在形式为非生命的陆源有机碎屑,夏季对碎屑有机物的依赖性弱于春季。定量估算结果表明,2017年春季和夏季浮游植物生物量对POC的贡献率分别为4.39%和7.06%。（2）CDOM吸收光谱表现为典型的指数曲线特征,而BEPOM吸收光谱曲线可能存在240-290 nm、390-440 nm波段范围内明显的吸收峰,以及300-330 nm波段范围内微弱的肩峰。长江口CDOM以及口门内BEPOM的EEM谱图以连续带状光谱为特征,即短波类腐殖质A峰逐渐向M峰和C峰延伸,而外海海域BEPOM的EEM谱图中短波类腐殖质A峰和长波类腐殖质C峰则表现为两个彼此分离的不连续的荧光峰。（3）BEPOM吸收系数a350p的变化范围为0.002-0.202m-1,平均值为0.053±0.049 m-1,a350p高值区分布于口门内和最大浑浊带区,向外海海域逐渐减小。BEPOM在河流向海输送过程中主要受TSM的来源和分布的控制,而长江冲淡水和海水的物理混合作用是影响CDOM分布的主要作用机制。（4）口门内BEPOM和CDOM荧光中类腐殖质组分C1和C2占绝对优势,随着盐度升高,类蛋白质组分对总荧光强度的贡献明显升高。与口门内相比,远岸区BEPOM的C2/C1指数明显升高,而枯水期CDOM的C2/C1指数表现出一定程度的降低,洪水期CDOM的C2/C1指数则基本保持恒定,反映了颗粒态和溶解态有机物中长波类腐殖质C2与短波类腐殖质C1的生成和去除过程的差异。BEPOM和CDOM的自生源指数（BIX）和类蛋白质与腐殖质荧光强度比（P/H）的分布趋势具有口门内高,远岸区低的特点,HIX则正好相反,反映了随着离岸距离的增加,颗粒和溶解有机物都具有从陆源为主向自生源主导的转化趋势。（5）长江口最大浑浊带区域是整个调查海域POC/Chla比值、BEPOM吸收系数a350P、各组分荧光强度（类色氨酸组分C4除外）和腐殖化指数（HIX）的最大值区,以及浮游植物生物量对POC的贡献率、BEPOM光谱斜率S275-295p和P/H的最小值区,体现了最大浑浊带相对富集高腐殖化程度的惰性高分子POM这一特征。颗粒有机物在最大浑浊带区域会发生显着的沉降,最大浑浊带对POC通量和BEPOM通量的过滤效率均为82%。（6）2017年春季,长江口南支黄浦江下游fa350p、类蛋白质组分荧光强度在总荧光强度之和所占比例（Fmax（C3+C4）%）以及Chla浓度相较于南支黄浦江上游明显升高,表明高浓度的氮磷污染物的输入加强了浮游植物的初级生产,使POM的丰度以及生物可利用性明显升高;2017年夏季,与南支黄浦江上游相比,下游a350p明显升高,而Fmax（C3+C4）%)、Chl a浓度以及光谱斜率S275-295P有一定程度地下降,推测可能是高浓度难降解有机污水的输入导致POM的丰度和平均分子量的升高和POM的生物可利用性的降低。
王晓娜[10]（2018）在《光谱与色谱技术结合示踪溶解有机物在长江-东海的组成、来源及转化》文中认为溶解有机物（DOM）是地球上最大的活跃碳库之一,DOM的组成对水体环境中的生物地球化学过程具有重要意义。DOM的组成在很大程度上影响了生态系统的源汇角色及碳的循环流动。河流是陆地生态系统和海洋生态系统的重要连接,大量的陆源有机物通过河流输送到近海生态系统,河流—河口—近海体系还受到强烈的人为活动干扰。在不同的因素作用下（例如水文条件、光照）,DOM的组成和活性在河流—河口—近海体系的输送过程中发生很大的改变。对于河流—河口—近海体系内DOM组成的研究,有助于系统的认识不同的DOM组分在输送过程中的转化规律。目前对于不同水环境中DOM组成的研究已经有所开展,但将光谱技术与色谱技术相结合,系统地对DOM组成在河流—河口—近海体系内的变化研究却鲜有报道。本文以长江、长江口和东海为研究对象,利用紫外可见光谱和荧光光谱技术测定了有色荧光溶解有机物（CDOM）,利用气相色谱测定了溶解态木质素,利用超高效液相色谱测定了溶解态黑碳（DBC）,并对DOM在长江—长江口—东海的组成、来源和转化进行了探讨,讨论了不同DOM组分的生物地球化学行为及其影响因素。（一）定量分析了DOM在长江中下游的转化。在不同的水文条件下,长江流域内DOM的来源、组成、降解途径具有显着的差别:在洪水期,长江流域的溶解有机碳（DOC）和CDOM的浓度都高于平水期,土壤冲刷是长江流域DOM的主要来源。在平水期,长江中下游浮游植物的现场生产向水体中添加了类蛋白组分。长江中下游溶解态木质素的浓度在洪水期和平水期没有显着的差别,但是三峡大坝蓄水导致的上游来水比例的不同以及农业活动的周期性,导致长江流域木质素的紫丁香基酚类与香草醛基酚类比值（S/V）和紫肉桂基酚类与香草醛基酚类比值（C/V）在洪水期和平水期具有显着的差别。在平水期,淡水絮凝及光降解是长江中下游DOM的重要降解途径;在洪水期,长江中下游DOM的降解途径主要是微生物降解和光降解。除了受到三峡大坝工程的控制外,在平水期地下水对长江中下游DOC和CDOM的收支也具有重要影响,其输送通量与洞庭湖输送通量相当。（二）徐六泾DOM的组成和含量受到流域冲刷的影响:通过连续观测一个水文年内徐六泾DOM组成的变化,计算了DOM不同组分向东海的输送通量。长江经徐六泾每年向东海输送的DOC通量为1.18×106 t C,约占全球河流输送DOC通量的0.45%。长江每年的DBC输送通量为71.95×103 t C,溶解态木质素的输送通量为6.93×103 t C,约三分之二的DOM输送发生在丰水期。流域冲刷会向水体中添加悬浮颗粒物,徐六泾DOM各组分的含量与悬浮颗粒物的浓度均存在正相关关系,表明流域冲刷是徐六泾DOM的重要来源。目前的研究认为DBC主要来源于土壤中黑碳的溶出,徐六泾DBC占DOC的比例（DBC/DOC）随着大通流量的增大而逐渐增加,这与黑碳会优先从土壤中淋洗出有关。此外,DBC难降解的性质也是丰水期DBC/DOC增大的原因。徐六泾溶解态木质素占DOC的比例在丰水期和枯水期没有显着的区别。综合前人的研究结果和本次的研究发现,在全球的大河流体系中V系列木质素单体的含量与流域森林覆盖率显着正相关,表明森林覆盖率是影响大河流体系中溶解态木质素含量的重要因素。（三）细化了长江口最大浑浊带对DOM的改造影响。在夏季长江口航次中,由于都受控于咸淡水混合过程,DBC浓度与CDOM浓度成显着的正相关关系。在盐度1520区域,由于光限制的解除以及浮游植物的生长,DOM的组成发生了显着的改变,光降解程度增大,海源有机物含量增多。在2011年7月的航次中,最大浑浊带的沉积物再悬浮以及伴随的吸附解吸过程,显着改变了DOM的组成。在最大浑浊带区域,颗粒有机碳、颗粒态木质素和溶解态木质素的含量均增大,颗粒态木质素增加的幅度更大,表明沉积物再悬浮过程中向水体内添加了大量的陆源有机物。然而,DBC在最大浑浊带存在显着的清除,而对应区域沉积物中黑碳的含量略有增加,推测DBC被再悬浮的颗粒物吸附,进而在沉积物中埋藏。在最大浑浊带DBC的含量减少了11±23%,溶解态木质素含量增加了42±27%,表明DOM中的惰性组分（如DBC）倾向于向沉积物中迁移,而相对活泼的组分（如木质素）则倾向于向溶解态中迁移,从而导致在最大浑浊带区域惰性有机物的埋藏量增加。（四）长江冲淡水、台湾暖流和黑潮对东海陆架区DOM的分布和收支起重要作用:沿岸河流向东海输送了大量的陆源DOM,其中长江的径流输入约占沿岸河流DOM总输入的80%。东海陆架区DOM的分布主要受到盐度较低、DOC浓度较高的长江冲淡水和盐度较高、DOC浓度较低的黑潮水和台湾暖流的混合的影响。浮游植物的生长、光降解以及微生物过程也影响东海陆架区DOM的分布。利用不同的水量交换数据建立了东海DOC、溶解态木质素和DBC的收支模型,估算了不同组分在东海陆架区的收支情况。收支模型研究表明台湾暖流输入是东海陆架区DOM的最重要来源,其次为黑潮水的输入。虽然河流输入和大气沉降输入的DOM总量相较于台湾暖流、黑潮水的DOM输入量小,仅占东海陆架区DOC总输入量的3.4%。但是河流和大气输入的DOM中陆源有机物的比例较高,约占溶解态木质素总输入量的14.8%和DBC总输入量的7.4%,丰富了对东海陆架区DOM来源和收支的认识。本文通过对长江、徐六泾、长江口和东海陆架区DOM的研究表明,陆源有机物在由流域输送往边缘海的过程中受到水文条件、流域冲刷、物理混合、最大浑浊带改造、光照和微生物活动等多种因素的影响,DOM的组成发生显着的改变,陆源有机物分子优先被降解,DOM的芳香性降低。利用不同的DOM组分可以帮助我们更好的认识陆源有机物在输送过程中的转化。
二、Composition and flux of nutrients transport to the Changjiang Estuary（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、Composition and flux of nutrients transport to the Changjiang Estuary（论文提纲范文）
（1）溶解有机物在长江口和南大西洋湾中部河口及其邻近海域的不保守行为及絮凝、光降解影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 自然水体中的溶解有机物及其发挥的重要作用 |
| 1.1.2 溶解有机物的主要组成成分 |
| 1.1.3 溶解有机物在河口及近海的生物地球化学过程 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 陆源溶解有机物质的入海通量估算 |
| 1.2.2 溶解有机物质在河口及近海地区的时空变化和不保守过程辨识 |
| 1.2.3 影响陆源溶解物质在河口及近海地区的生物地球化学因素 |
| 1.3 论文的研究内容 |
| 1.3.1 问题的提出 |
| 1.3.2 研究区域选择及简介 |
| 1.3.2.1 长江口及其临近东海海域 |
| 1.3.2.2 南大西洋湾中部河口及近海水域 |
| 1.3.3 研究内容及逻辑结构 |
| 1.4 论文的特色和创新性 |
| 第二章 数据获取与分析 |
| 2.1 采样及操作要求 |
| 2.2 CDOM、FDOM的分析及数据处理 |
| 2.2.1 采样及样品储存方法 |
| 2.2.2 样品分析 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 溶解有机碳(DOC)及溶解氮(TDN)的数据分析 |
| 2.3.1 采样方法 |
| 2.3.2 仪器使用 |
| 2.4 溶解黑碳(DBC)的分析方法 |
| 2.4.1 样品采集和处理 |
| 2.4.2 溶解黑碳的定量分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 长江口及其邻近东海海域主要溶解有机物的时空变化和不保守分析 |
| 3.1 研究和采样方法 |
| 3.2 所得溶解有机物的PARAFAC模型结果 |
| 3.3 盐度及溶解有机物的时空分布 |
| 3.3.1 盐度分布 |
| 3.3.2 DOC,CODM和FDOM浓度的时空变化 |
| 3.3.3 长江口海域CDOM和FDOM的性质分布 |
| 3.3.4 夏季长江口DBC含量及性质分布 |
| 3.4 长江口海域溶解有机物输运的保守性分析 |
| 3.4.1 主要溶解有机物含量在输运过程中的保守性变化 |
| 3.4.2 主要溶解有机物性质在输运过程中的保守性变化 |
| 3.4.3 主成分分析 |
| 3.4.4 蛋白类荧光物质影响站位 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 南大西洋湾中部主要河口及近海溶解有机物的生物地球化学行为 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.2 研究区域溶解有机物的PARAFAC组分及固相萃取效率 |
| 4.2.1 荧光类溶解有机物质(FDOM)PARAFAC模型结果 |
| 4.2.2 固相萃取效率 |
| 4.3 研究区域溶解有机物的空间和季节变化 |
| 4.3.1 溶解有机物的输运空间特征 |
| 4.3.2 Ogeechee河口主要溶解物质的季节变化 |
| 4.3.3 研究区域溶解黑碳(DBC)的变化特征 |
| 4.4 研究区域溶解有机物特别是溶解黑碳的不保守输运原因分析 |
| 4.4.1 溶解黑碳与溶解有机碳和CDOM的相关关系 |
| 4.4.2 S::CAN在河口地区测量CDOM数据的有效性 |
| 4.4.3 Ogeechee河口溶解黑碳的不保守行为分析 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 絮凝对长江溶解有机物质含量和性质的影响 |
| 5.1 研究和采样方法 |
| 5.1.1 野外采样 |
| 5.1.2 絮凝模拟实验 |
| 5.1.3 数据处理与分析 |
| 5.2 PARAFAC模型结果 |
| 5.3 长江口絮凝对于溶解有机物输运的影响 |
| 5.3.1 絮凝对溶解有机物含量的影响 |
| 5.3.2 絮凝对溶解有机物性质的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 光照对不同溶解有机物含量和性质的降解影响 |
| 6.1 研究和采样、分析方法 |
| 6.1.1 野外采样 |
| 6.1.2 光照实验 |
| 6.1.3 数据处理与分析 |
| 6.2 光降解对于溶解有机物含量的影响 |
| 6.2.1 光降解对于溶解有色物质和溶解有机碳的影响 |
| 6.2.2 光降解对于FDOM及五种主要荧光峰的影响 |
| 6.2.3 PPL固相萃取回收率 |
| 6.2.4 光降解对于溶解黑碳(DBC)的影响 |
| 6.3 光降解对于溶解有机物性质的影响 |
| 6.3.1 光降解对于溶解有机物整体性质的影响 |
| 6.3.2 光降解对于溶解黑碳性质的影响 |
| 6.4 光降解过程中溶解黑碳与溶解有机物的协同变化关系 |
| 6.4.1 溶解黑碳含量与DOC、CDOM、FDOM含量协同变化 |
| 6.4.2 溶解黑碳性质与整体溶解有机物性质的协同变化 |
| 6.5 光降解过程中溶解黑碳碳稳定同位素(δ13C)的变化 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 自然水体中溶解黑碳的光量子产率 |
| 7.1 研究和采样、分析方法 |
| 7.1.1 样品采集 |
| 7.1.2 光照实验 |
| 7.1.3 溶解黑碳的表观量子产率计算 |
| 7.1.4 数据处理与分析 |
| 7.2 不同滤光片下CDOM含量的变化 |
| 7.2.1 Ogeechee河水不同滤光片下CDOM的含量变化 |
| 7.2.2 近岸海水不同滤光片下CDOM的含量变化 |
| 7.3 溶解黑碳的表观量子产率 |
| 7.3.1 Ogeechee河水样品和近岸海水样品溶解黑碳表观量子产率比较 |
| 7.3.2 Ogeechee河水样品和近岸海水样品数据结合后溶解黑碳表观量子产率 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 总结与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者在攻读学位期间的科研成果和经历 |
| 致谢 |
（2）2017年长江口及邻近海域的营养盐—分布、调控及富营养化生态效应趋势评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 长江口及邻近海域营养盐及其生物地球化学过程研究进展 |
| 1.1.1 长江口及邻近海域的水文环境 |
| 1.1.2 长江口及邻近海域的营养盐河口行为及控制机质 |
| 1.1.3 长江口营养盐浓度的年代际变化及影响因素 |
| 1.1.4 长江口营养盐通量的年代际变化及相应的生态效应 |
| 1.1.5 海岸带富营养化潜力指标及减少富营养化的办法 |
| 1.1.6 长江口及邻近海域低氧状况 |
| 1.2 研究内容与目标 |
| 1.3 论文框架 |
| 第二章 研究区域与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集及测定 |
| 2.2.1 现场调查站位的设置 |
| 2.2.2 DO、TAlk和DIC样品的采集和测定 |
| 2.2.3 营养盐样品的采集 |
| 2.2.4 营养盐样品的分析测定 |
| 第三章 2017年长江口及邻近海域的营养盐分布及调控机制 |
| 3.1 研究区域的水文特征 |
| 3.1.1 温度、盐度和溶解氧饱和度的空间分布 |
| 3.1.2 研究区域的水团分析 |
| 3.2 营养盐浓度的水平分布及河口行为 |
| 3.3 营养盐浓度与盐度的关系 |
| 3.4 夏季营养盐的调控机制 |
| 3.4.1 表、底层的TAlk、DIC和AOU |
| 3.4.2 表层营养盐、DIC和AOU之间的耦合关系 |
| 3.4.3 底层营养盐、DIC和AOU之间的耦合关系 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 长江口营养盐输出通量年代际变化及富营养化生态效应趋势评估 |
| 4.1 2017年营养盐通量计算 |
| 4.2 20世纪60年代以来长江口淡水端营养盐浓度的年代际变化 |
| 4.3 20世纪60年代以来长江口淡水端营养盐通量的年代际变化 |
| 4.4 20世纪60年代以来长江淡水端营养盐结构的年代际变化 |
| 4.5 20世纪60年代以来长江口的富营养化生态效应趋势评估 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 本论文结论 |
| 5.2 尚未解决的科学问题与工作展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（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）长江营养盐与微量元素时空变化、入海通量及其对人类活动的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 河流生源要素输送与循环过程 |
| 1.1.1 氮循环 |
| 1.1.2 磷循环 |
| 1.1.3 硅循环 |
| 1.2 河流微量元素输送及环境效应 |
| 1.3 河流物质输送及对海洋环境的影响 |
| 1.4 研究区域概况 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 第二章 研究方法 |
| 2.1 采样站位 |
| 2.2 样品采集与保存 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.3.1 溶解态常量和微量元素的分析 |
| 2.3.2 溶解态营养盐的分析 |
| 2.3.3 颗粒态营养盐的分析 |
| 2.4 数据处理 |
| 2.4.1 LOADEST模型 |
| 2.4.2 通量估算 |
| 2.4.3 统计分析 |
| 2.4.4 富营养化评价 |
| 第三章 长江营养盐的时空变化及入海通量 |
| 3.1 长江水文特征 |
| 3.2 平水期长江营养盐时空变化 |
| 3.2.1 营养盐浓度 |
| 3.2.2 营养盐结构 |
| 3.2.3 生源要素输送的历史趋势 |
| 3.3 丰水期长江营养盐时空变化 |
| 3.3.1 长江干流营养盐浓度 |
| 3.3.2 营养盐结构 |
| 3.3.3 生源要素输送历史趋势 |
| 3.4 入海通量 |
| 3.5 影响长江营养盐输送的因素 |
| 3.5.1 河流筑坝 |
| 3.5.2 化肥使用 |
| 3.5.3 降雨过程 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 长江下游生源要素研究及入海通量 |
| 4.1 基于LOADEST模型确定最佳采样策略 |
| 4.2 营养盐浓度与入海通量的月际变化 |
| 4.2.1 水文特征 |
| 4.2.2 营养盐浓度的月际变化 |
| 4.2.3 营养盐通量的月际变化 |
| 4.3 营养盐浓度的长期变化 |
| 4.4 长江营养盐入海通量的长期变化及对东海生态系统的影响 |
| 4.5 与世界各大河流的比较 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 长江水体常量和微量元素的来源、分布与向海输送 |
| 5.1 长江干流水体元素浓度的空间变化 |
| 5.2 长江支流水体元素浓度的空间变化 |
| 5.3 河湖交汇区的混合行为 |
| 5.4 常、微量元素分布和来源 |
| 5.5 长江流域微量元素的入海通量 |
| 5.6 与世界各大河流的比较 |
| 5.7 长江流域重金属污染状况及环境意义 |
| 5.8 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 创新点 |
| 参考文献 |
| 硕士期间发表的论文 |
| 致谢 |
（5）长江口及其附近海域营养盐和浮游植物时空分布数值模拟（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 河口生态系统中营养盐与浮游植物研究现状 |
| 1.2.1 国外研究进展 |
| 1.2.2 长江口及其附近海域研究进展 |
| 1.3 生态动力学模型 |
| 1.4 本文的工作 |
| 第二章 FVCOM-ERSEM耦合模型的建立 |
| 2.1 FVCOM简介 |
| 2.2 ERSEM简介 |
| 2.3 ERSEM初始条件和边界条件 |
| 2.4 FABM耦合FVCOM和 ERSEM方法简介 |
| 第三章 一维模型的构建与应用 |
| 3.1 欧洲L4 站简介与一维模型设置 |
| 3.2 一维模型检验结果分析 |
| 3.3 一维模型考虑近底过程与不考虑近底过程初步对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 长江口模型的构建与应用 |
| 4.1 东海大区域模型构建 |
| 4.2 长江口模型设置与观测数据 |
| 4.3 模型验证与检验结果分析 |
| 4.3.1 典型站点的时间序列验证 |
| 4.3.2 模拟结果的总体质量分析 |
| 4.3.3 营养盐和浮游植物的平面分布特征 |
| 4.4 考虑近底过程与不考虑近底过程对比 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 长江口及其附近海域营养盐和浮游植物对河流输入变化的响应 |
| 5.1 1999 -2016 年长江径流量、泥沙、营养盐浓度观测数据分析 |
| 5.2 河流输入变化对河口环境因子的影响 |
| 5.2.1 物理变量和营养盐变化分析 |
| 5.2.2 河流输入对营养盐的影响 |
| 5.2.3 悬浮泥沙对河口生态系统的影响 |
| 5.3 河流输入变化对浮游植物的影响 |
| 5.3.1 浮游植物Chl-α季节变化特征 |
| 5.3.2 浮游植物种群对河流输入变化响应 |
| 5.3.3 浮游植物初级生产力时空变化过程 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 1960-2018 年长江口及其附近海域营养盐和浮游植物长期变化初步分析 |
| 6.1 长江口及其附近海域营养盐的长期变化 |
| 6.1.1 典型站位时间序列变化初步分析 |
| 6.1.2 空间变化初步分析 |
| 6.2 长江口及其附近海域浮游植物长期变化 |
| 6.2.1 典型站位时间序列变化初步分析 |
| 6.2.2 空间变化初步分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）海岸带典型红树林、盐沼、沙质海滩和岩溶生态系统海底地下水排放（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 海底地下水排放国内外研究进展 |
| 1.2.1 海底地下水排放(SGD) |
| 1.2.2 SGD研究方法 |
| 1.2.3 放射性氡同位素简介 |
| 1.2.4 SGD研究现状 |
| 1.3 研究目标和内容 |
| 1.4 论文结构框架 |
| 第二章 研究区域和方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 广西茅尾海 |
| 2.1.2 长江口崇明东滩 |
| 2.1.3 浙江嵊泗沿岸典型沙质海滩 |
| 2.1.4 克罗地亚克尔卡河口 |
| 2.2 样品采集和分析 |
| 2.2.1 ~(222)Rn的采集和分析 |
| 2.2.2 ~(226)Ra的采集和分析 |
| 2.2.3 营养盐、DIC和 DOC的采集和分析 |
| 2.2.4 微生物样品的采集和数据分析 |
| 2.2.5 沉积物的采集和沉积物平衡培养实验 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 海湾、河口和近岸开放水体SGD估算:~(222)Rn质量平衡模型 |
| 2.3.2 沙质海滩浅层含水层SGD估算:~(222)Rn对流扩散模型 |
| 第三章 典型红树林生态系统SGD及其营养盐和碳输送:以广西茅尾海为例 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 航次概况 |
| 3.3 观测结果 |
| 3.3.1 表层海水连续观测站结果 |
| 3.3.2 沿岸地下水和河水观测结果 |
| 3.4 ~(222)Rn质量平衡模型估算茅尾海SGD通量 |
| 3.4.1 河流输入 |
| 3.4.2 潮汐输送 |
| 3.4.3 溶解~(226)Ra贡献和~(222)Rn衰变损失 |
| 3.4.4 海底沉积物扩散通量 |
| 3.4.5 大气逃逸 |
| 3.4.6 混合损失和SGD输入 |
| 3.5 SGD影响下茅尾海碳收支 |
| 3.5.1 茅尾海碳来源 |
| 3.5.2 茅尾海碳输出 |
| 3.5.3 全球红树林SGD对碳收支的影响 |
| 3.6 SGD影响下茅尾海营养盐收支 |
| 3.6.1 茅尾海营养盐来源 |
| 3.6.2 茅尾海营养盐输出 |
| 3.6.3 SGD携带的营养盐对茅尾海的生态环境影响 |
| 3.7 茅尾海海底地下水微生物多样性 |
| 3.7.1 茅尾海海底地下水中细菌和古菌多样性分布 |
| 3.7.2 茅尾海海底地下水中微生物的潜在生态作用 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 盐沼间隙水交换过程营养盐和碳的输出通量:以长江口崇明东滩为例 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 长江口崇明东滩航次概况 |
| 4.3 观测结果 |
| 4.3.1 崇明东滩近岸海水连续观测站结果 |
| 4.3.2 崇明东滩间隙水观测结果 |
| 4.4 ~(222)Rn质量平衡模型估算崇明东滩间隙水交换通量 |
| 4.4.1 崇明东滩近岸连续站海水~(222)Rn源项 |
| 4.4.2 崇明东滩近岸连续站海水~(222)Rn汇项 |
| 4.4.3 崇明东滩间隙水交换通量 |
| 4.5 崇明东滩间隙水交换输出的营养盐和DIC通量 |
| 4.5.1 崇明东滩间隙水交换输出的营养盐通量 |
| 4.5.2 崇明东滩间隙水交换输出的DIC通量 |
| 4.6 盐沼间隙水交换对长江口营养盐和DIC入海通量的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 沙质海滩间隙水交换过程营养盐输出通量：以浙江嵊泗为例 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 航次概况 |
| 5.3 观测结果 |
| 5.3.1 嵊泗近岸含水层水文特征和地球化学性质 |
| 5.3.2 嵊泗近岸含水层间隙水~(222)Rn和营养盐 |
| 5.4 ~(222)Rn对流扩散模型估算嵊泗间隙水交换通量 |
| 5.4.1 嵊泗间隙水中~(222)Rn对流通量 |
| 5.4.2 嵊泗间隙水中~(222)Rn扩散通量 |
| 5.5 嵊泗间隙水交换输入至近岸的营养盐通量及其影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 受岩溶“海蚀洞”影响的SGD研究:以克罗地亚克尔卡河口为例 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 克罗地亚克尔卡河口Zaton湾航次概况 |
| 6.3 观测结果 |
| 6.3.1 Zaton湾水文参数水平分布特征 |
| 6.3.2 Zaton湾水文参数垂向分布特征 |
| 6.3.3 海蚀洞水文参数特征 |
| 6.4 ~(222)Rn质量平衡模型估算Zaton湾 SGD通量 |
| 6.5 SGD携带的营养盐对Zaton湾赤潮发生的影响 |
| 6.6 地中海地下淡水输送的营养盐对地中海营养盐收支的影响 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 论文总结 |
| 7.2 红树林、盐沼、沙质海滩和岩溶系统SGD汇总 |
| 7.3 论文特色和创新点 |
| 7.4 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间科研成果 |
| 致谢 |
（7）陆源活性硅在长江与黄河的输送、行为及对河口硅循环的影响（论文提纲范文）
| 主要英文缩写字母表 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 硅循环的研究进展 |
| 1.1.1 地表硅的赋存形态 |
| 1.1.2 硅的生物地球化学过程及与碳的耦合作用 |
| 1.1.3 人类活动对河流硅输送影响的研究 |
| 1.1.4 河口硅循环与环境变化的研究 |
| 1.2 研究区域概况 |
| 1.2.1 长江与黄河流域概况 |
| 1.2.2 长江口概况 |
| 1.3 本文的研究内容及目的 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究目的 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 第二章 研究方法 |
| 2.1 调查站位 |
| 2.1.1 长江与黄河下游站位布设 |
| 2.1.2 长江与黄河流域调查站位布设 |
| 2.1.2.1 长江流域样品采集 |
| 2.1.2.2 黄河流域样品采集 |
| 2.1.3 长江口沉积物调查站位布设 |
| 2.2 样品采集与保存 |
| 2.2.1 长江与黄河样品的采集与保存 |
| 2.2.2 长江口样品的采集与保存 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.3.1 水体溶解硅的测定 |
| 2.3.2 悬浮颗粒物中生物硅的测定 |
| 2.3.3 柱状沉积物X射线荧光光谱分析 |
| 2.3.4 柱状沉积物~(210)Pb活度及沉积速率 |
| 2.3.5 柱状沉积物与悬浮颗粒物中有机碳和碳稳定同位素 |
| 2.3.6 柱状沉积物与悬浮颗粒物中的生物硅圈闭有机碳、氮与碳稳定同位素 |
| 2.3.7 柱状沉积物中活性硅形态分析 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.4.1 长江与黄河活性硅通量计算 |
| 2.4.2 流域硅产出模数的计算方法 |
| 2.4.3 溶解硅浓度与径流量的变化对溶解硅通量变化的贡献率 |
| 2.4.4 长江与黄河流域单位面积氮肥与磷肥使用量 |
| 2.4.5 温度变化对化学风化速率的影响 |
| 2.4.6 通量误差估算 |
| 2.4.7 数据比较 |
| 2.4.8 溶解硅在沉积物-水界面的交换通量 |
| 2.4.9 活性硅沉积通量与埋藏效率计算 |
| 第三章 长江与黄河入海活性硅输送规律及变化趋势 |
| 3.1 2013-2014年长江与黄河水文特征 |
| 3.2 长江与黄河活性硅的年内变化 |
| 3.2.1 长江硅的年内变化 |
| 3.2.2 黄河硅的年内变化 |
| 3.2.3 长江与黄河硅浓度和通量的比较 |
| 3.2.4 硅产出模数 |
| 3.2.5 不同分析方法对溶解硅含量的影响 |
| 3.2.6 活性硅浓度与通量估算的误差分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 长江与黄河硅的产出 |
| 3.3.2 长江与黄河长时间序列溶解硅浓度与通量变化 |
| 3.3.3 影响长江与黄河硅输送的因素 |
| 3.3.4 流域硅产出变化与河口生态环境 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 长江与黄河流域硅与碳的时空变化 |
| 4.1 长江流域硅与碳的空间分布 |
| 4.1.1 长江活性硅的空间分布变化 |
| 4.1.2 长江颗粒有机碳、氮与生物硅中有机碳、氮的空间分布变化 |
| 4.1.3 长江颗粒物中碳稳定同位素的空间分布变化 |
| 4.2 黄河流域硅与碳的时空分布 |
| 4.2.1 黄河活性硅的空间分布变化 |
| 4.2.2 黄河颗粒有机碳、氮与生物硅中有机碳、氮的空间分布变化 |
| 4.2.3 黄河颗粒物中碳稳定同位素的空间分布变化 |
| 4.3 长江与黄河悬浮颗粒物浓度的空间变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 长江与黄河活性硅分布特征分析 |
| 4.4.2 长江与黄河有机碳的来源分析 |
| 4.4.3 长江与黄河生物硅的来源分析 |
| 4.4.4 与世界河流的对比 |
| 4.4.5 长江与黄河生物硅圈闭碳的空间分布与入海通量 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 长江口柱状沉积物的碳与硅埋藏 |
| 5.1 结果 |
| 5.1.1 岩芯扫描 |
| 5.1.2 ~(210)Pb活度和沉积速率 |
| 5.1.3 沉积物中的活性硅分析 |
| 5.1.4 沉积物中的有机碳、氮和碳稳定同位素 |
| 5.1.5 生物硅中的有机碳、氮和碳稳定同位素 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 长江口陆源物质的沉积随时间的变化 |
| 5.2.2 长江口初级生产随时间的变化 |
| 5.2.3 长江口沉积物中活性硅的变化 |
| 5.2.4 沉积物中活性硅的收支模型 |
| 5.2.5 长江口生物硅与有机碳的来源分析 |
| 5.2.6 近60多年来长江口沉积物柱状样中的碳与硅变化 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 结论 |
| 论文创新点 |
| 参考文献 |
| 硕士期间完成的论文 |
| 致谢 |
（8）基于镭同位素评估河口和近海海底地下水排放及其环境效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 海底地下水排放 |
| 1.2.1 SGD的定义 |
| 1.2.2 SGD的组成 |
| 1.2.3 SGD驱动力 |
| 1.3 海底地下水排放的重要性 |
| 1.3.1 水文地质学重要性 |
| 1.3.2 生物地球化学及其生态环境重要性 |
| 1.4 海底地下水排放的研究方法 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 镭同位素及其在水环境的行为特征 |
| 1.5 海底地下水排放的国内外研究进展 |
| 1.6 论文研究目标和内容 |
| 1.7 论文结构框架 |
| 第二章 研究区域和方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 中国典型河口--珠江口和长江口 |
| 2.1.2 克罗地亚喀斯特地貌河口--克尔卡河口 |
| 2.1.3 中国典型半封闭型边缘海--南黄海和渤海 |
| 2.2 样品采集及前处理 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.3.1 短半衰期镭同位素的测量 |
| 2.3.2 长半衰期镭同位素的测量 |
| 2.3.3 溶解无机营养盐和溶解无机碳的测量 |
| 第三章 富营养河口--珠江口和长江口海底地下水排放 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 采样概况 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 河口地区地质和水体水文特征 |
| 3.3.2 河口区水体及其沿岸地下水中223Ra和~(224)Ra活度分布 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同方法计算河口水体年龄 |
| 3.4.2 珠江口和长江口~(224)Ra质量平衡模型 |
| 3.4.3 估算珠江口和长江口SGD的通量 |
| 3.4.4 珠江口和长江口SGD输送的营养盐通量及其环境效应 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 贫营养河口--克罗地亚克尔卡河口海底地下水排放 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 采样概况 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 克尔卡河口水文特征 |
| 4.3.2 克尔卡河口地区营养盐和DIC分布 |
| 4.3.3 克尔卡河口水体Ra同位素分布 |
| 4.3.4 河口水体时间序列观测 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 克尔卡河口水体及其沿岸地下水 ~(228)Ra/~(226)Ra的比值 |
| 4.4.2 克尔卡河口SGD的估算 |
| 4.4.3 克尔卡河口上层水体的水量平衡 |
| 4.4.4 SGD输入至克尔卡河口的营养盐及其影响 |
| 4.4.5 SGD输入至克尔卡河口的DIC通量 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 南黄海海底地下水排放及其对绿藻的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 采样概况 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 水文特征 |
| 5.3.2 海水中~(228)Ra特征 |
| 5.3.3 地下水中~(228)Ra和营养盐 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 南黄海~(228)Ra质量平衡 |
| 5.4.2 南黄海SGD的估算 |
| 5.4.3 SGD输送至南黄海营养盐通量 |
| 5.4.4 SGD输送营养盐对南黄海绿藻的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 渤海海底地下水排放及其携带营养盐通量 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 采样概况 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 地质水文参数 |
| 6.3.2 海水镭同位素分布特征 |
| 6.3.3 地下水镭同位素和营养盐 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 渤海水体滞留时间的估算 |
| 6.4.2 渤海镭同位素质量平衡模型 |
| 6.4.3 区分并估算渤海SFGD和RSGD通量 |
| 6.4.4 渤海SGD输送营养盐及其的环境效应 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 论文总结 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学期间科研成果 |
| 作者简历 |
| 在学期间科研成果 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）长江口颗粒有机物的光谱特性及其河口行为（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题依据 |
| 1.2 河口颗粒有机物(POM)的研究进展 |
| 1.2.1 含量分布 |
| 1.2.2 来源组成 |
| 1.2.3 迁移转化 |
| 1.2.4 入海通量 |
| 1.3 POM的光谱表征 |
| 1.3.1 POM的分离提取 |
| 1.3.2 BEPOM的光谱分析 |
| 1.3.3 河口BEPOM的研究进展 |
| 1.4 科学问题 |
| 1.5 本文研究目标与内容 |
| 第2章 研究区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 长江 |
| 2.1.2 长江口 |
| 2.2 样品采集、测试分析及数据处理 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 光谱分析 |
| 2.2.3 颗粒有机碳(POC)分析 |
| 2.2.4 其他参数 |
| 2.2.5 统计分析及作图 |
| 第3章 长江口POC的分布特征及其影响因素 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 水文要素分布特征 |
| 3.2.1 悬浮颗粒物(TSM) |
| 3.2.2 叶绿素 |
| 3.3 颗粒有机碳的浓度分布及质量分数分布 |
| 3.3.1 POC的浓度分布 |
| 3.3.2 POC的质量分数分布 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 POC分布的影响因素 |
| 3.4.2 浮游植物对POC的贡献 |
| 3.4.3 最大浑浊带对POC通量的过滤作用 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 长江口碱提取POM (BEPOM)的吸收光谱特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 BEPOM的吸收光谱特征 |
| 4.2.1 BEPOM的吸收光谱图 |
| 4.2.2 BEPOM吸收光谱参数的空间分布 |
| 4.3 CDOM的吸收光谱特征 |
| 4.3.1 CDOM的吸收光谱图 |
| 4.3.2 CDOM吸收光谱参数的空间分布 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 长江口BEPOM吸收系数与其他海域的比较 |
| 4.4.2 BEPOM吸收光谱曲线特征:与CDOM的比较 |
| 4.4.3 BEPOM和CDOM光谱斜率的比较 |
| 4.4.4 BEPOM和CDOM河口分布和行为的控制因素 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 长江口BEPOM的荧光光谱特征 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.2 BEPOM的荧光光谱特征 |
| 5.2.1 BEPOM的荧光光谱图 |
| 5.2.2 BEPOM各荧光组分的变化 |
| 5.3 CDOM的荧光光谱特征 |
| 5.3.1 CDOM的荧光光谱图 |
| 5.3.2 CDOM各荧光组分的变化 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 BEPOM和CDOM三维荧光光谱图的对比 |
| 5.4.2 BEPOM和CDOM荧光光谱特征的对比 |
| 5.4.3 河口POM污染信号的光谱示踪 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 论文的创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 硕士期间参与的课题研究、科研活动 |
（10）光谱与色谱技术结合示踪溶解有机物在长江-东海的组成、来源及转化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略语表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 陆源有机质的示踪方法 |
| 1.2.1 有机物的分析手段 |
| 1.2.2 有色溶解有机物 |
| 1.2.3 溶解态木质素 |
| 1.2.4 溶解态黑碳 |
| 1.3 河流、河口和近海体系有机质示踪的研究进展 |
| 1.3.1 CDOM在河流、河口和近海体系的研究 |
| 1.3.2 溶解态木质素在河流、河口和近海体系的研究 |
| 1.3.3 DBC在河流、河口和近岸体系的研究 |
| 1.4 长江—东海体系陆源有机物的研究意义和现状 |
| 1.5 河流—河口—近海体系DOM研究中的关键问题 |
| 1.6 本文的研究目标以及研究内容 |
| 1.6.1 研究目标 |
| 1.6.2 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 长江 |
| 2.1.2 长江口 |
| 2.1.3 东海 |
| 2.2 样品采集与保存 |
| 2.2.1 DOC和 CDOM样品采集与保存 |
| 2.2.2 木质素、DBC样品采集与保存 |
| 2.3 样品测定 |
| 2.3.1 DOC样品测定 |
| 2.3.2 CDOM样品测定 |
| 2.3.3 木质素样品测定 |
| 2.3.4 DBC样品测定 |
| 2.3.5 其他参数测定 |
| 2.4 统计与制图 |
| 第三章 不同水文条件下长江流域内溶解有机物组成的变化 |
| 引言 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 水文条件 |
| 3.2.2 整体参数 |
| 3.2.3 CDOM参数 |
| 3.2.4 溶解态木质素 |
| 3.2.5 箱式模型计算 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 长江DOM的来源 |
| 3.3.2 将光学参数与化学参数相结合 |
| 3.3.3 DOM在长江流域内的转化及其控制因素 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 多参数示踪长江徐六泾DOM组成的时间变化 |
| 引言 |
| 4.1 样品采集与分析 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 水文条件 |
| 4.2.2 DOC的变化 |
| 4.2.3 DBC的变化 |
| 4.2.4 CDOM的变化 |
| 4.2.5 溶解态木质素参数的变化 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 DOM的来源 |
| 4.3.2 丰水期和枯水期DOM的差异 |
| 4.3.3 CDOM与 DBC以及溶解态木质素的相关性 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 夏季长江口DOM的组成及其控制因素 |
| 引言 |
| 5.1 样品采集 |
| 5.2 实验结果 |
| 5.2.1 2011 年7 月长江口航次 |
| 5.2.2 2012 年7 月长江口航次 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 DOM参数的相关性 |
| 5.3.2 DOM组成在咸淡水混合过程中的变化及影响因素 |
| 5.3.3 最大浑浊带对有机物的改造作用 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 东海陆架区DOM组成及其影响因素 |
| 引言 |
| 6.1 样品采集 |
| 6.2 实验结果 |
| 6.2.1 春季东海航次的水文特征 |
| 6.2.2 夏季东海航次的水文特征 |
| 6.2.3 东海DOM的水平分布 |
| 6.2.4 春季典型断面的DOM分布 |
| 6.2.5 夏季典型断面的DOM分布 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 东海DOM组成的影响因素 |
| 6.3.2 东海DOM的收支模型 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 总结 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 与其他地区对比 |
| 7.3 论文创新点 |
| 7.4 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
四、Composition and flux of nutrients transport to the Changjiang Estuary（论文参考文献）
- [1]溶解有机物在长江口和南大西洋湾中部河口及其邻近海域的不保守行为及絮凝、光降解影响研究[D]. 朱礼鑫. 华东师范大学, 2020(11)
- [2]2017年长江口及邻近海域的营养盐—分布、调控及富营养化生态效应趋势评估[D]. 张海霞. 山东大学, 2020(10)
- [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]长江营养盐与微量元素时空变化、入海通量及其对人类活动的响应[D]. 吴文涛. 自然资源部第一海洋研究所, 2020(02)
- [5]长江口及其附近海域营养盐和浮游植物时空分布数值模拟[D]. 施沈阳. 华东师范大学, 2020(11)
- [6]海岸带典型红树林、盐沼、沙质海滩和岩溶生态系统海底地下水排放[D]. 陈小刚. 华东师范大学, 2019
- [7]陆源活性硅在长江与黄河的输送、行为及对河口硅循环的影响[D]. 王昊. 自然资源部第一海洋研究所, 2019(01)
- [8]基于镭同位素评估河口和近海海底地下水排放及其环境效应[D]. 刘建安. 华东师范大学, 2019(09)
- [9]长江口颗粒有机物的光谱特性及其河口行为[D]. 焦婷. 厦门大学, 2019(09)
- [10]光谱与色谱技术结合示踪溶解有机物在长江-东海的组成、来源及转化[D]. 王晓娜. 华东师范大学, 2018