一、地表环境氮循环过程中微生物作用及同位素分馏研究综述（论文文献综述）
张怡悦[1]（2021）在《金/铁矿区土壤-植物体系铅锌同位素特征及微生物演化机制》文中认为露天金属尾矿中残留的重金属通过风蚀、水蚀等途径向环境中扩散。为了探究废弃尾矿周边的生态环境污染问题,本研究以典型金/铁矿区土壤-植物（猪毛菜）体系为研究对象,利用铅同位素技术对重金属污染源进行源解析;通过同位素分馏效应揭示锌在土壤-植物体系迁移转化过程;基于高通量测序、宏基因组学和代谢组学等技术,探究寡营养闭库铁尾矿库中自然定居植物—猪毛菜的生存策略,阐明尾矿土壤-猪毛菜体系微生物群落组成特征及演化过程,揭示尾矿土壤-微生物-猪毛菜相互作用机制。主要研究结果如下:（1）土壤、猪毛菜的重金属污染具有空间分布特异性。表层土壤中Pb、Zn、Cu、Cd、Cr、Ni、As 以及 Hg 的平均含量分别为 29、124、42、0.47、103、39、7.64以及0.05 mg/kg,总体上呈轻度污染,其中矿业活动密集区呈中度到重度污染。土壤-猪毛菜体系中重金属主要分布于根际土及叶片,猪毛菜对重金属的富集系数为Cr>Zn>Pb>Cu>Fe>Cd,转移系数为Fe>Cd>Zn>Cu>Pb>Cr。（2）矿区206Pb/207Pb及208Pb/206Pb的变化范围分别为:土壤1.10-1.18,2.10-2.19;尾矿 1.04-1.09,2.24-2.32;植物 1.11-1.16,2.11-2.20。尾砂是土壤及植物根部铅的最主要来源,其中对土壤铅的贡献率为43%-75%,对植物铅的贡献率为32%-50%。（3）猪毛菜地上部分富集锌的轻同位素,δ66/64Zn为-0.25%o;地下部分富集锌的重同位素,δ66/64Zn为0.17%o。锌在土壤根际迁移过程、根系吸收过程以及根部向地上部位转运过程均发生了同位素分馏效应,三种过程的Δ66/64Zn 分别为 0.26%o、-0.16%o以及 0.16%o。（4）重金属（Cu、Fe、Zn、Pb）显着影响微生物的群落结构和多样性。土壤-猪毛菜体系的核心功能菌群普遍具有重金属抗性,演化形成的核心功能菌群主要包括Pantoea等溶磷菌、Methylobacterium和Sphingomonas等有机物降解菌、Rhizobium等固氮根瘤菌。（5）贫瘠铁尾矿库微生物-猪毛菜演化过程为:猪毛菜产生有机酸及类黄酮素等代谢产物以吸引促生菌到根部定殖,根际促生菌分泌吲哚乙酸（IAA）、合成铁载体等促进植物生长,内生菌则通过遗传增强后代对矿山环境的适应性,从而形成微生物-猪毛菜互惠共生体。
单燕[2]（2020）在《黄土高原不同植被类型和土壤碳氮同位素组成与影响因素分析》文中认为黄土高原是我国典型的生态脆弱区,我国为保证该地区生态的可持续发展,实行了一系列的生态工程措施。退耕还林还草是一项科学性和地域性很强的生态系统工程,植被恢复过程中,随着地上生物量的增加,对土壤碳氮库和整个系统的碳氮循环的影响是有争议的。因此,本研究以碳、氮同位素为研究工具,分析其在黄土高原的分布以及影响因素,在理论上揭示植被恢复对碳氮循环的影响,在实践上对该区健康和可持续生态系统的建设有非常深远的意义。本研究以黄土高原南北样带为研究区,调查了样带内乔木样地、灌木样地和草地三种植被类型δ15N和δ13C的分布特征,并在植被恢复的典型地区六道沟流域采集所有现存的植被恢复植被种类和坡面土壤和植物叶片样品,使用了偏最小二乘回归、方差分析、地统计学和结构方程模型等方法,研究了样带不同植被类型δ15N和δ13C的分布和影响因素,分析了六道沟流域所有植被的δ15N和δ13C差异,揭示了坡面δ15N和δ13C的变化,探索了不同植被恢复年限对不同土地利用类型下δ15N和δ13C的影响。主要结论如下:（1）对黄土高原南北样带（杨凌-长武-安塞-米脂-神木）乔木林地,灌木林地和草地三种土地利用方式下,土壤和叶片δ15N和δ13C的含量进行测定和分析,研究结果表明:乔木林地、灌木林地和草本样地土壤δ15N的平均值分别为5.82‰、5.58‰和4.77‰;乔木林地、灌木林地和草本样地叶片δ15N的平均值分别为0.55‰、0.54‰和-0.97‰;乔木林地、灌木林地和草本样地土壤δ13C的平均值分别为-11.05‰、-12.73‰和-16.47‰;乔木林地、灌木林地和草地叶片δ13C的平均值分别为-27.43‰、-27.02‰和-27.97‰。土壤δ15N和δ13C远高于叶片δ15N和δ13C,乔木林地和灌木林地土壤和叶片δ15N和δ13C远高于草地。通过建立PLSR模型,揭示多年平均降雨量（MAP）、土壤全氮（STN）和土壤有机碳（SOC）是土壤δ15N的主要影响因素;MAP对叶片δ15N和土壤δ13C产生显着影响;叶片δ13C的主要影响因素是土壤碳氮比（SCN）。（2）通过对六道沟流域植被恢复现存植被进行调查,按照植物的不同功能分为6类:C3-草本、C4-草本、固氮草本、非固氮草本、灌木和乔木。分析不同功能型（PFTs）植物的同位素含量,研究结果表明不同PFTs植物叶片和土壤的养分和同位素含量差异显着。灌木样地土壤和叶片有机碳和全氮含量明显高于其他样地;C4-草本的土壤和叶片有机碳含量最低。C4-草本样地叶片的13C含量显着高于其他样地。叶片δ13C、土壤δ15N和叶片δ15N的变化趋势基本一致。大小顺序表现为灌木>乔木>固氮草本>C3-草本>非固氮草本>C4-草本。不同PFTs叶片δ13C与土壤δ13C呈正相关关系,土壤δ15N也随着叶片δ15N的增加而增加。（3）选取六道沟流域典型植被恢复坡面,研究坡位和剖面对土壤和叶片养分以及碳、氮同位素分布的影响。研究结果表明叶片有机碳随坡位的降低呈现逐渐增加的趋势,叶片全氮、土壤有机碳和全氮都呈现先增加后降低的趋势。叶片δ13C和δ15N随坡位的降低呈现先降低后增加的趋势,而土壤δ13C和δ15N则呈现先增加后降低的趋势。通过地统计分析得到坡面土壤和叶片δ13C和δ15N含量的半方差函数最优拟合模型。土壤δ13C为指数模型,土壤δ15N和叶片δ13C为球状模型,叶片δ15N为高斯模型。土壤有机碳和全氮随着土壤深度的增加先降低后趋于稳定;土壤δ13C和δ15N随着土壤深度的增加先增加后趋于稳定。（4）通过对六道沟流域不同植被恢复年限的土壤和叶片养分和同位素含量分析发现:随植被恢复年限的增加,乔木样地土壤全氮、灌木和草地土壤全氮和有机碳显着增加,乔木样地有机碳呈现先增加后降低的趋势;叶片有机碳和全氮在不同植被恢复年限间的差异不显着;所有土地利用类型下土壤和叶片δ15N、草地和灌木样地土壤δ13C随植被恢复年限的增加呈现先增加后降低的趋势;叶片δ13C在不同土地利用类型之间的差异不显着。通过建立SEM得出,植被恢复年限对草地土壤δ13C和叶片δ15N,灌木样地土壤δ13C和δ15N和叶片δ13C,乔木样地土壤和叶片δ15N的影响最大。
张英[3]（2020）在《联用地下水年龄和稳定同位素解析硝酸盐污染源的演变》文中进行了进一步梳理地下水硝酸盐污染危害人体健康,是一个全球性环境问题。为了实现地下水硝酸盐污染的有效防控,需要准确识别其污染来源与变化趋势。工业化和城镇化背景下高开采强度含水层硝酸盐的来源尤为复杂多变,是地下水硝酸盐源解析中的难点。本研究选取滹沱河冲洪积扇为典型区,综合利用地下水定年、硝酸盐氮氧同位素和多元统计方法,揭示强烈开采含水层中硝酸盐的污染源变化规律,识别出城镇化背景下地下水硝酸盐污染的主控闪素,建立了典型冲洪积扇含水层硝酸盐污染源演化的概念模式,为实现地下水硝酸盐污染的有效防控提供了关键科学依据。取得主要结论:（1）滹沱河冲洪积扇地下水NO3-含量时空分布差异显着:时间上,高含量硝酸盐（>15mg/L,以N计）由零星点状分布（1991年）逐步扩展至面状分布（2014年）,且在垂向上由50米以浅延伸至60-120m;空间上,高含量硝酸盐主要分布于城镇区、滹沱河河道带两侧及南部栾城污灌区。（2）联用3H-3He法和3H测年时间序列法计算研究区地下水年龄,建立了浅层地下水年龄结构。根据地下水年龄和采样时间,构建了地下水硝酸盐输入的时间序列。（3）利用氮氧同位素和地下水年龄,分别从定性和定量的层面解析不同土地利用类型地下水硝酸盐的来源及其变化。农田清灌区地下水硝酸盐来源由粪肥为主（51.2%）转变为粪肥和化肥的混合（化肥33.9%、粪肥32.7%）。农田污灌区地下水硝酸盐来源由工业污水为主转变为生.活污水为主。居民区地下水硝酸盐主要来源于污水和粪便（58.1%-64.7%）,并未随补给时间发生明显变化。土地利用变化区则由化肥和粪便的混合转变为污水和粪便。（4）分析了不同土地利用类型地下水硝酸盐随补给时间的演变过程,并识别出地下水硝酸盐污染的主控机制。地下水硝酸盐随补给时间整体呈增加趋势,其中农田区地下水硝酸盐污染主要受控于农业发展过程中化肥和粪便氮的输入;城市区地下水硝酸盐污染主要受快速城镇化、工业发展及地下水过量开采的影响。（5）在地下水硝酸盐来源变化和主控机制分析的基础上,将污染源的演化过程划分为三个阶段:农业初级发展阶段、大规模农业发展阶段和快速城镇化发展阶段。根据以上研究结果,提出了不同土地利用类型和不同地下水年龄的硝酸盐污染分类、分区防控对策。
王雪莹[4]（2020）在《偏远地区海鸟生物传输作用对氮、磷和重金属元素生物地球化学循环的影响》文中指出海鸟,作为陆地和海洋之间卓越的生态系统工程师,通过生物传输的方式,一方面为栖息地生态系统提供大量的氮和磷等营养物质,另一方面增加了栖息地附近海洋源重金属等污染的风险。迄今为止,全球有关海鸟生物传输作用的研究报道非常多,但大部分集中在宏观尺度上的调查,缺乏微观尺度上的机制解读。例如,很多研究表明海鸟带来的氮等营养元素对植物生长和群落结构造成显着影响,但并未从机理上深入剖析海鸟带来的氮元素如何影响植物对氮的利用。此外,海鸟粪中包含大量的磷元素,这可能会对周围湖泊等水生生态系统中的磷循环产生显着影响,目前大多数研究关注磷的总量而缺乏磷形态的研究。在海鸟的生物传输引起的重金属污染方面,先前大多数研究关注海鸟本身组织或鸟粪中重金属元素总量的高低,而忽略了对海鸟食物的重金属含量调查,以及重金属不同形态的分析。因此,本研究将聚焦以上问题,选择远离人类直接影响的偏远地区——南极和西沙群岛海鸟活动区作为主要研究区域,通过野外考察采集土壤、植物、鸟粪土沉积、现代海鸟粪、海鸟食物（飞鱼和鱿鱼）、湖水、湖泊沉积物等不同类型环境样品,并从鸟粪土剖面中获取了鸟粪颗粒、鱼骨、鱼鳞等生物残体,从古今结合和空间对比的角度出发,围绕海鸟的生物传输对栖息地氮、磷循环以及重金属污染的影响这一关键主题,在室内开展元素总量、形态以及稳定同位素分析工作,包括单一形态氮稳定同位素方法、化学连续提取法以及31P核磁共振技术的应用,利用多学科交叉的研究方法重点解析了南极和西沙地区海鸟的生物传输作用对其栖息地生态环境的影响。主要的发现点简述如下:1.海鸟的生物传输对南极陆地和水生生态系统氮循环的影响为了评估企鹅粪带来的氮在空间上的影响范围及其对植物氮利用策略的可能影响,本研究在东南极维多利亚地企鹅巢穴区内外采集土壤、苔藓、湖水、藻类（微生物席）及沉积物样品,室内进行总氮和无机氮（铵态氮、硝态氮）的含量及其氮同位素分析。通过综合对比分析,初步构建了企鹅活动区附近生态系统中氮的循环过程,明确了企鹅粪转运来的氮是其周围生态系统非常重要的氮源。企鹅粪的输入增加了土壤中的氮含量,特别是铵态氮含量,并使得企鹅巢穴区附近的土壤、苔藓、藻类呈现富集15N的特征。结合相关文献研究结果,认为企鹅粪在空间尺度上的影响范围较大,即使是远离企鹅巢穴区（>1 km）的土壤仍然受到了来自企鹅粪挥发氨的影响。此外,企鹅活动对苔藓的氮利用策略也有显着影响。无机氮同位素分析结果表明,在无鸟粪影响的情况下,苔藓可能倾向于利用无机氮,而溶解的有机氮则成为生长在鸟粪土周围苔藓的重要氮源。企鹅活动除了对陆地生态系统的氮循环产生显着影响之外,对其栖息地附近的水生生态系统也具有较大影响。例如,水生藻类的δ15N值随着相对于企鹅巢穴区的距离呈现梯度变化,靠近企鹅巢穴区的藻类δ15N值较正（10.4±1.7‰）,远离企鹅巢穴区的藻类δ15N值较负（-11.7±1.0‰）,而位于中间位置采样点的藻类δ15N值为-0.5‰。此外,企鹅活动区周围水样和湖泊沉积物的氮同位素值也具有相似的特征,表明陆地鸟粪土中的氮通过径流、下渗和反硝化作用等途径发生流失,引起附近湖泊水体及沉积物中的氮含量（特别是铵态氮）显着增加,且明显富集较重的氮同位素信号。为了开展企鹅的生物传输作用在东、西南极之间的对比研究,野外采集了西南极乔治王岛（菲尔德斯半岛、阿德雷岛、巴顿半岛）的苔藓及其下覆土、地衣及其下覆土以及湖水样品,室内对这些环境样品中的总氮、铵态氮、硝态氮含量及其氮同位素组成开展了分析。结果表明,相比于未受企鹅活动影响的样品,受企鹅活动影响的苔藓和地衣中氮含量、氮同位素值更高,并发现这些苔藓和地衣下覆土中铵态氮是主要的无机氮形态,这与东南极的研究结果相一致。氮同位素的分析结果表明,地衣的潜在氮源并非来自土壤,地衣主要吸收大气沉降的氮,这与苔藓的氮来源明显不同。此外,东、西南极受企鹅活动影响的湖水氮含量之间也存在较大差异,西南极阿德雷岛受企鹅粪影响的湖水样品中硝态氮含量高于铵态氮,而东南极难言岛的情况则相反,受企鹅粪影响的湖水中铵态氮含量高于硝态氮,这可能与两个地区水体中微生物、气候等环境因素显着不同有关,在未来还需进一步开展研究。2.西沙不同岛屿氮状况的空间分布特征为了阐明海鸟和人类活动对西沙土壤—植物系统氮循环的可能影响,对西沙典型岛屿如七连屿、东岛和永兴岛土壤、植物的氮含量及其氮同位素组成开展了对比分析。研究结果表明,不论是否受到海鸟活动的影响,西沙岛屿土壤中硝态氮的平均含量（12.33±12.88 mg/kg,n=12）显着高于铵态氮（3.02±2.86 mg/kg,n=12）,这与南极土壤中铵态氮的平均含量高于硝态氮的结果显着不同。其原因一方面可能归因于西沙岛屿的气候、温度、土壤微生物等条件非常有利于硝化作用的发生,使得部分铵态氮转化成了硝态氮,另一方面也可能与西沙岛屿土壤中铵态氮遭受了大量流失而出现亏损有关。海鸟粪的输入增加了西沙岛屿土壤的氮含量,并造成土壤和植物叶片氮同位素值明显增加,这与南极的研究结果基本一致。对于受到人类活动影响较大的永兴岛,尽管在现代几乎很少有海鸟活动,但表层土壤中铵态氮含量及铵态氮同位素值非常高,且植物叶片的氮同位素值也非常高,这很可能与人类活动的影响有关。因此,随着人类活动在西沙岛屿的逐渐增强,人为输入的氮源对岛屿氮循环的影响应该引起重视。3.海鸟的生物传输对东南极湖泊磷循环的影响南极无冰区分布着大量的企鹅巢穴,而企鹅粪中富含丰富的磷等营养元素,这对周围的陆地和水生生态系统产生了重要影响。为了评估企鹅的生物传输对湖泊水生生态系统的影响,构建企鹅活动区磷的动力学循环过程,对东南极罗斯海难言岛企鹅活动区附近的四根湖泊沉积物中磷形态分布特征及其主要影响因素开展了深入研究。通过化学连续提取法以及液相31P核磁共振（31P-NMR）分析技术,测定了湖泊沉积物中的五种磷形态含量以及特定存在的有机磷（OP）化合物。结果表明,无机磷（IP）是四个湖泊沉积剖面中的主要磷形态,OP的比例相对较低。受鸟粪影响的沉积物中以Fe/Al-P为主,鸟粪输入显着增加了沉积物和水体中生物可利用的磷（BAP）含量。水生藻类（微生物席）的输入使得沉积物中OP含量显着增加,从而促使沉积物中磷的释放潜力增加。综合分析沉积剖面中磷形态分布与理化参数分析结果,发现有机质的来源是影响沉积剖面中磷含量和形态分布的主要因素。此外,沉积环境,如粒度、pH值和TOC含量也是影响沉积物中磷形态分布的重要因素。31P-NMR图谱分析结果表明,无机正磷酸盐是所有湖泊沉积物中磷存在的主要形态,而磷酸单酯是主要的OP形态,并且随着剖面深度的增加,检测到的磷酸单酯信号迅速减弱,这可能与沉积后的有机磷发生了矿化作用有关。4.西沙岛屿海鸟生物传输作用与重金属污染记录为了调查西沙海鸟生物传输作用带来的重金属污染的影响,本研究主要以西沙海鸟粪土层、鱼骨残体和现代鱼肉为主要环境样品,结合历史和现代过程,开展重金属污染分析工作。选取西沙南岛一个长达700年的鸟粪土沉积物（ND1）作为研究对象,并从中提取出了鱼骨这种生物残体,同时分析沉积物和鱼骨的Cu、Zn、Cd、Hg含量。结果表明,ND1沉积物中Cu、Zn、Cd、Hg的含量随时间的变化和鸟粪所占沉积物比例随时间的变化趋势相一致,且沉积物中Cu、Zn、Cd、Hg含量的峰值对应于海鸟数量较多的时期,即海鸟数量越多,传输重金属的量越多。对鱼骨样品利用傅里叶变换红外光谱技术分析其保存状况,结果表明1850年以前的鱼骨很可能因为沉积物中鸟粪的侵蚀而发生了成岩蚀变作用,不能用于重建岛屿重金属污染的历史记录,说明富含重金属元素的鸟粪对环境的影响不容忽视。而1850年以后的沉积物样品及其中保存较好的鱼骨样品的重金属含量均表明,自1850年以来西沙南岛受到的人为源重金属污染逐渐增强,特别是Zn污染较为明显。另外,从现代过程出发,重点分析了西沙海鸟的两种主要食物——飞鱼（Exocoetus volitans）和鱿鱼（Uroteuthis chinensis）的Hg 污染。结果表明,鱼肉组织中Hg含量和鱼的大小（体重和体长）及营养级之间表现出显着正相关关系,说明随着海鸟所捕食物个体大小的增加,以及食物所处营养级的增加,可能导致海鸟体内或海鸟粪中重金属含量增加,进一步通过海鸟的生物传输作用使得海鸟栖息地面临重金属污染的风险。5.南极鸟粪土中Cd相态的分布特征重点选取企鹅生物传输带来的典型重金属Cd作为目标元素,结合总量和不同相态的分析,对比分析了东南极鸟粪土和背景土壤中Cd含量的差异,与此同时,对难言岛企鹅活动区周围湖泊沉积物中Cd相态的分布特征进行了分析,初步解析了 Cd的环境地球化学过程。结果表明,企鹅粪的输入增加了土壤Cd含量,特别是铁锰氧化物结合态和有机束缚态Cd的含量,但最终Cd主要以残余态的形式长期保存在鸟粪土中。对难言岛湖泊沉积物不同Cd相态的分析发现,受鸟粪影响的沉积物中Cd残余态所占比例明显增加,表明Cd的迁移性随着鸟粪输入的增多而有可能受到抑制。值得注意的是,由于新鲜企鹅粪中的总Cd含量较高,且其中铁锰氧化物结合态和可交换态Cd的含量较高并易发生迁移,因此由海鸟的生物传输带来的Cd污染问题不容忽视。
何龙[5]（2020）在《四川盆地东南缘五峰组—龙马溪组页岩有机质富集机制及沉积环境演化》文中进行了进一步梳理晚奥陶世—早志留世是地质历史上一段特殊时期,期间地表环境异常多变,气候变冷引起全球性冰川活跃,同时海平面频繁波动,也造成海洋生物生存空间改变并产生生物危机,更促进了全球黑色页岩的广泛发育,以及局部地区频繁的火山活动等,一系列地质事件集中在这时期发生,使奥陶纪-志留纪之交的古环境尤其复杂。四川盆地内的上奥陶统五峰组—下志留统龙马溪组海相页岩是研究我国华南扬子地区晚奥陶世-早志留世古沉积环境演化的有利层位,该套地层不仅跨越奥陶纪-志留纪界线,且含有较完整的生物笔石化石带,可与全球的晚奥陶世-早志留世剖面相对比,对准确的反映奥陶纪—志留纪之交的海洋、生物和大气环境之间的演化关系提供依据。此外,上奥陶统五峰组—下志留统龙马溪组海相页岩不仅分布广泛,厚度大,且有机质丰度高,也是我国南方页岩气勘探开发的重点层系,并已获得工业气流,受到了国内外学者们的广泛关注。研究四川盆地内上奥陶统五峰组—下志留统龙马溪组地层的古沉积环境特征,有助于解决黑色页岩中的有机质富集机制问题,并进一步为我国页岩油气资源的勘探开发和预测,提供宝贵的借鉴意见。本文选取了四川盆地东南缘三条出露良好,地层连续的五峰组—龙马溪组剖面,并通过钻井采样分析,结合有机地球化学（碳、氮、硫元素分析）,元素地球化学（主量、微量元素）和稳定同位素地球化学（碳、氮同位素）等分析测试手段,详细分析了四川盆地晚奥陶世-早志留世期间,五峰组—龙马溪组黑色页岩沉积期的古海洋环境,包括海水氧化还原条件、海洋初级生产力水平、海平面波动变化、陆源碎屑注入条件和水体滞留程度等因素。在此基础上,区分了五峰组和龙马溪组两套页岩的沉积发育模式和有机质富集机制的差异,探讨了四川盆地奥陶纪—志留纪之交海洋-生物-大气的碳、氮循环过程,并反演古气候和环境之间的关系,研究取得了以下方面认识:（1）四川盆地五峰组-龙马溪组沉积期的水体氧化还原条件以缺氧还原为主,但也伴随着间歇性的氧化条件,主要集中在五峰组底部、龙马溪组中上部和观音桥段,五峰组上段和龙马溪组下段的水体环境均为厌氧还原状态。（2）晚奥陶世-早志留世的海洋具有较高的初级生产力,并为五峰组-龙马溪组页岩的发育提供了充足的有机质来源。（3）海水的氧化还原条件是控制五峰组-龙马溪组页岩有机质富集的关键因素是,有机质富集模式属于“保存模式”而非“生产力模式”。（4）五峰组早期海水为中等-弱滞留之后转变为强烈滞留还原环境,龙马溪组沉积期则为中等滞留半局限环境。（5）四川盆地晚奥陶世-早志留世的有机碳同位素(δ13Corg)、氮同位素(δ15N)均出现正偏异常现象。引起碳同位素(δ13Corg)正向漂移的主要原因可能是黑色页岩的广泛发育以及有机质大量埋藏,属于“埋藏机制”。而长期缺氧还原条件下的反硝化作用增强则是造成氮同位素(δ15N)正漂的主要因素。
陈彦蓉[6]（2020）在《淮北临涣地表水氮污染特征及其对水生生物的影响》文中认为近年来,在我国东部高潜水位采煤沉陷区,大规模的采煤活动导致沉陷积水面积扩大,沉陷区地表水环境质量受人为和自然活动的严峻挑战。临涣矿区是淮北市主力开发的矿区,作为矿区周边居民的生产生活主要水源,对生态环境及居民的身体健康极其重要。研究发现临涣采煤沉陷区水体营养盐总体含量较高,一些塌陷水域出现了富营养化,氮污染不仅带来了环境污染、生态平衡破坏等问题,也威胁着人类健康。研究区水体氮污染严重且来源复杂,论文在充分调研国内外研究现状和现场勘查的基础上,主要以安徽淮北临涣采煤沉陷区为研究对象,采集了地表水（河水和沉陷积水区）样品共20个,植物、鱼类样品共20个,测试分析水样的常规水化学指标和氮氧同位素值,植物和鱼类样品的氮同位素值。本研究对淮北临涣矿区地表水进行水化学特征分析和富营养化评价,应用同位素技术示踪矿区内河水和沉陷积水区中氮的来源,利用统计分析方法识别分析水生生物（植物、鱼类）氮同位素空间变化特征并探讨生态环境因子对其影响。结果表明:1、地表水TDS含量变化范围为557.60mg/L2137.85mg/L,平均值为960.07mg/L,属于高矿化度水类型。地表水阳离子主要为Na+、Mg2+,阴离子主要为SO42-、HCO3-。河水和沉陷区的水化学类型分别为:Na+-Mg2+-HCO3-型和Na+-Cl--SO42-型。Gibbs图分析结果表明临涣矿区地表水离子组成受到蒸发作用和岩石风化作用的影响。2、临涣采煤沉陷区地表水综合营养状态指数（TLI）为62.34,处于中度富营养化水平,TN为最大贡献指标。沉陷积水区TN、NH4+-N、NO3--N含量均高于河水。研究区营养盐浓度受到温度和降雨量因素的影响,高流量季节营养盐含量低于低流量季节营养盐含量。3、河水δ15N变化范围为9.2‰15.2‰,平均值为11.02‰,δ18O变化范围为-1‰2.9‰,平均值为1.07‰;沉陷积水区δ15N变化范围为-2‰7.8‰,平均值为4.15‰,δ18O变化范围为-8.9‰8.7‰,平均值为-1.53‰。河水氮的主要来源为污水和有机粪肥的使用,沉陷积水区氮的主要来源土壤有机氮、含氮肥料、生活污水和粪肥。同时,河水和沉陷积水区溶解氧含量充足并没有发生明显的硝化、反硝化反应。4、IsoSource模型计算结果显示,河水中氮来源的比重顺序为粪肥与生活污水（66.6%）>土壤氮（8.2%）>含氮肥料（25.2%）。沉陷积水区中氮来源的比重顺序为含氮肥料（52.0%）>土壤氮（18.0%）>粪肥污水（30.0%）。河水到沉陷积水区氮来源及其贡献率存在空间差异是受到周边土地利用类型的影响。5、临涣矿区河水植物样品δ15N范围为7.2‰8.7‰之间,采煤沉陷积水区植物样品δ15N范围为3.9‰6.9‰之间。临涣矿区河水鱼类样品δ15N范围为11.7‰16‰之间,临涣矿区沉陷积水区鱼类样品δ15N范围为3.6‰9.8‰之间。单因素方差分析显示,采样点位置对水生生物δ15N值有显着影响,水生动植物的δ15N值受到水体营养水平的显着影响,人类活动产生的外源污染物均含有相对较高的15N同位素比例,从而影响水生生物的δ15N值。采煤沉陷区水资源对矿区社会经济和生态环境可持续发展十分重要,明确地表水氮来源可以为采煤沉陷区控制氮负荷提高水资源综合治理和高效利用提供科学依据,应用氮稳定同位素技术研究水生态系统中水生生物同位素的变化规律,不仅可以反映水生生物地球化学循环的传递过程及其变化特征,还可以为生态系统评价和生态环境修复提供基础科学依据。
任奕蒙[7]（2019）在《喀斯特流域水土界面氮循环转化机制研究》文中研究说明土壤是氮素参与生物地球化学反应的重要场所,氮素通过自然固定和人为输入进入到土壤圈,经过矿化、硝化、反硝化等作用在土壤中发生转化,并在水力作用的驱动下进入江、河、湖、海等水体。西南喀斯特地区属于典型脆弱生态系统之一,受土壤层较薄,养分贫瘠等先天条件的制约,加之多年受粗放型农业的影响,土壤养分流失严重,水环境质量恶化。已有研究多集中在水环境氮素的示踪研究,但缺乏对喀斯特土壤中氮转化的研究。为进一步探究氮在喀斯特土壤水土界面氮的转化机制以及土壤氮素流失情况,本文设计了施肥过程与模拟降雨的土柱实验,通过采集土壤和淋出液样品,测试样品中不同氮形态的含量和硝酸盐的氮氧同位素(δ15N与δ18O)组成。对比了不同肥料（尿素与粪肥）在土壤中的流失,探究土壤中氮素的转化过程及时空分布特征、模拟降雨条件下淋洗过程中的氮时空分布及流失情况。然后结合模拟实验的结果,认识了赤水河流域河流样品中硝酸盐的来源及时空分布特征,进一步理解喀斯特农业活动对流域氮素污染的环境效应。根据数据结果得到以下几点结论:（1）通过对比两种肥料的土壤硝化淋洗实验结果,发现尿素土柱在十一天内的平均硝化速率为12.6 mg?N?kg-1?d-1,牛粪土柱仅为1.4 mg?N?kg-1?d-1;尿素中的氮有48.7%以无机氮形态储存在土壤中,由质量守恒计算得出挥发损失量约为29.1%,22.2%经雨水淋溶进入水体;牛粪中的氮有74.3%以有机氮形态留在土壤中,7.4%以无机氮形态留在土壤中,16.9%挥发,1.4%淋失。由此可知,尿素水解及硝化过程速度快,但也更易从土壤中流失造成河流的硝酸盐污染等环境问题;牛粪虽分解及矿化过程慢,但由于不易溶解和迁移,故可有效保持土壤养分,减少环境污染,但确同时存在微生物污染的风险。（2）通过九天内尿素在土壤中硝化过程的模拟实验,发现尿素在0、10和30 cm深处土壤单位面积的平均硝化速率分别为18.6、12.5和8.8 g?m-2?d-1。根据硝化过程中土壤的δ15NNO3值得表层（0 cm）土壤的δ15NNO3在第二天最低达到-35.8‰,而随着硝化反应的不断进行,δ15NNO3值不断增加。（3）结合模拟实验发现,模拟降雨事件频率较低时,土壤环境更利于尿素的挥发流失,模拟降雨事件集中条件下,湿润多雨的土壤环境导致更多土壤氮的淋失。挥发、硝化和反硝化作用造成浅层土壤δ15NNO3的变化可达到29‰,这使得由尿素土柱30 cm厚度土壤淋出NO3-的δ15N平均值（6.0‰±1.0‰）远高于空白土柱（2.6‰±0.4‰）,从而造成对“化肥对河流硝酸盐的贡献量”的判断出现不确定性。（4）赤水河丰水期硝酸盐浓度高于枯水期,表明喀斯特地区薄层土壤中的氮素更易于流失。由河流样品的δ15NNO3与δ18ONO3值得出,丰水期干支流硝酸盐的主要来源为上中游的喀斯特农业地区表层土氮素的流失,以及下游城镇集中区的生活污水;枯水期河流硝酸盐来源主要为人口密集区的生活污水来源。综上,土柱实验模拟了氮素在土壤中的转化及流失过程,赤水河样品数据表明土壤养分流失是喀斯特地区河流硝酸盐的重要来源。控制化肥含量,增加农家肥比例,避开降雨频繁时段施肥等措施可有效减少农业用地对河流硝酸盐的输入。
董玉平[8]（2019）在《陆生藓类植物碳氮含量和同位素比值的变化机制研究》文中进行了进一步梳理工业革命以来,全球人为成因活性氮排放成倍增加,导致大气氮沉降持续增加,造成一系列对生态环境的负面影响。大气氮沉降的通量和化学组成是空气氮污染物减排策略和大气氮沉降效应评估的重要科学依据。然而,由于大气氮沉降的化学组成较复杂,且存在较大的时空变异,直接进行大气氮沉降的高时空分辨率采样观测和化学分析成本高、难度大。藓类植物由于一直被认为氮素来源主要为大气沉降,且形态结构较为简单、地理分布广,其氮含量和同位素比值能够快速有效地反映大气氮沉降的水平和来源。尽管目前已经有很多利用藓类植物氮含量和同位素比值指示不同空间尺度氮沉降的研究,然而藓类植物氮含量和氮同位素比值变化的生物学和非生物学机制实际上并不清楚,尚未得到较系统和有针对性的研究,这是影响藓类植物氮素指标准确评估大气氮沉降的瓶颈性问题。本论文首先整合分析全球陆生藓类植物氮素含量和氮同位素比值变化及其对氮沉降的响应关系。同时,有针对性地选取了不同的藓类植物种和陆生系统开展了实际研究,结合藓类植物及其基质系统的氮含量和同位素分析,系统分析影响藓类植物氮含量和氮同位素比值变化的关键机制,获得了如下主要结果:（1）通过整合不同地区现有陆生藓类植物氮素含量和同位素比值数据,结合对应的氮沉降信息,探讨了藓类植物氮含量对大气氮沉降的响应是否及如何随氮沉降的通量、化学组成以及大气氮对藓类植物总氮贡献大小的变化而出现差异,并梳理了区域尺度陆生藓类植物氮含量和氮同位素变异规律和主要机制。（2）通过分析连续十三个月份采集的四种石生藓类植物的碳氮含量和同位素比值、组织硝酸根的含量和氮氧同位素比值,揭示藓类植物氮素指标的种间差异和月际变化的变异机制。（3）通过分析灰岩和砂岩上的藓类植物及其着生基质的碳氮含量和同位素比值,结合藓类植物的硝酸还原酶活性及其着生基质的水分含量、p H值、氮素净矿化速率和净硝化速率等参数,验证和探讨灰岩和砂岩上藓类及其着生基质的碳氮指标的差异及其机制。（4）通过分析生长了十四年的藓类植物样品（高38 cm）和八个泥炭地中藓类植物样品的碳氮含量和同位素比值,结合生物地球化学和同位素地球化学方法原理,探讨泥炭地藓类植物活体碳氮同位素的时间序列及其变化机制。本研究为评价陆生生态系统的氮可利用性变化提供基础资料,为藓类植物多样性保护、环境和生态系统管理提供科学依据。
刘犟嗣[9]（2019）在《泥盆纪—石炭纪之交生物大灭绝期生物地球化学循环及其环境背景》文中进行了进一步梳理泥盆纪-石炭纪（D-C）之交的生物大灭绝事件是显生宙以来所发生的重大生物灭绝事件之一,导致了约21%属一级和16%科一级海洋生物的灭绝。因全球范围内,在灭绝层位附近广泛发育一套黑色页岩的沉积（Hangenberg Black Shale,HBS）,D-C之交的生物大灭绝事件被称为“Hangenberg事件”。大量的海相生物群受到Hangenberg事件的影响,特别是菊石、三叶虫、牙形石、层孔虫、珊瑚和介形虫等。然而,关于Hangenberg生物灭绝事件机制的认识还处于争论阶段。目前对这一时期海洋生物地球化学循环的具体过程及其环境背景变化还不是非常明确,进而阻碍了对该生物灭绝事件机制的理解。在D-C之交,华南板块位于古特提斯洋的东边,形成了陆海相间的古地理格局,主要发育了上扬子被动大陆边缘浅水陆棚相、台地边缘斜坡相、黔桂盆地相、孤立碳酸盐台地相和桂东南的钦防海槽等沉积相。华南黔桂地区隆安剖面（23°10′34.8″N,107°27′48.0″E）发育一套晚泥盆世-早石炭世碳酸盐岩,沉积环境为孤立碳酸盐台地,受陆源影响较小。其林寨剖面（25°49′04″N,107°29′26″E）沉积环境为黔桂浅水台地相,一直作为法门阶-杜内阶珊瑚和腕足类生物地层的经典研究地区。马栏边剖面（27°22′48.8″N,111°34′2.4″E）出露一套从中泥盆世到早石炭世连续的地层,沉积环境为湘桂浅水台地相,已经受到长期的关注。这三条剖面出露的样品新鲜且地层连续,适合开展D-C之交Hangenberg事件的研究。本文通过以这三个剖面为重点研究对象,在详细的岩相学分析的基础上,利用高分辨率碳-氮-硫同位素和新兴的碳酸盐岩I/Ca等地球化学手段,研究该重大地质突变期碳-氮-硫生物地球化学循环模式及环境背景,进而探讨Hangenberg生物灭绝事件的原因。高分辨率的碳酸盐岩碳同位素组成(δ13Ccarb)和有机碳同位素组成(δ13Corg)显示海洋碳循环在泥盆纪-石炭纪之交出现了异常。在隆安剖面,δ13Ccarb值从-1.6‰缓慢正偏到+2.5‰。在其林寨剖面,δ13Ccarb值从+3.0‰正偏至+4.4‰。在马栏边剖面,δ13Ccarb值从-1.6‰缓慢正偏到+3.3‰。这些记录显示δ13Ccarb值在Middle-Upper Si.praesulcata带经历了一个约+45‰的正偏。与无机碳同位素正偏记录相似,在隆安剖面,δ13Corg值从-25.8‰开始正偏至-22.6‰。在其林寨剖面,δ13Corg值从-26.1‰轻微正偏至-25.0‰。在马栏边剖面,δ13Corg值从-28.0‰持续正偏至-25.6‰。这些记录显示δ13Corg值也经历了一次约为3-4‰的正偏。华南地区记录δ13Ccarb值和δ13Corg值的正偏说明有机质大量埋藏。有机碳埋藏分数的增加是由于海洋生产力的提高或/和有机物质保存的增加。生产力提高和有机物质保存增加的原因与全球海洋环流的变化有关。全球气候变冷会扩大赤道到极地的温度梯度,导致海洋环流加剧。晚泥盆世记录的气候变冷,为海洋环流加强奠定了基础。这个过程增强深海营养盐向海洋表层的回流,从而刺激海洋生产力。海洋生产力的提高会加剧海洋水体缺氧,为有机物质保存的增加创造了条件。高分辨率的氮同位素组成(δ15Nbulk)显示海洋氮循环在泥盆纪-石炭纪之交出现了异常。在隆安剖面,δ15Nbulk值从+4.6‰急剧下降到0‰左右。在其林寨剖面,δ15Nbulk值从+6.1‰持续负偏至+3.5‰。在马栏边剖面,δ15Nbulk值从+4.5‰负偏至+1.9‰。这些记录显示δ15Nbulk值在Middle-Upper Si.praesulcata带经历了一次明显的负偏,幅度约为3-4‰。δ15Nbulk值的急剧负偏说明海洋中来自微生物固氮作用的生物可利用氮（N2）的比例显着升高,且在局部环境中是最主要的生物可利用氮来源,如隆安地区。微生物固氮作用的增强则说明当时海洋中生物可利用氮（NO3-和NH4+）的缺乏,后者主要是由于反硝化作用和/或氨的厌氧氧化作用的增强所导致的,进而说明这一关键期海洋缺氧程度的加强。高分辨率的碳酸盐岩晶格硫酸盐硫同位素组成(δ34SCAS)在D-C之交发生显着负偏,说明海洋硫循环在这一关键时期也出现了异常波动。在隆安剖面,δ34SCAS值从Middle Si.praesulcata带的+19.0‰下降至Upper Si.praesulcata中部的+13.0‰。随后,在Upper Si.praesulcata上部恢复到+20.3‰。在其林寨剖面,δ34SCAS值记录了Upper Si.praesulcata带从+12.1‰正偏到+19.0‰的过程。隆安和其林寨剖面的δ34SCAS呈现同步变化,至少代表着区域性海水硫酸盐硫同位素组成的变化。δ34SCAS的负偏主要归因于富H2S水体的形成及成岩氧化。水体缺氧的加剧使得硫酸盐还原作用增强,进而形成富集32S的硫化水体。光合硫代谢微生物功能群产生的硫酸盐或者单质硫进一步氧化形成的硫酸盐进入碳酸盐进而引起δ34SCAS的负偏。因此,硫同位素的证据也说明这一关键期海水缺氧程度的加剧,并形成硫化水体。相对其他传统的氧化还原地球化学指标,碳酸盐岩I/Ca能够很好地指示表层水体的氧化还原状态,近年来得到广泛应用。因上层水体是大部分生物生活的主要场所,该环境的氧化还原状态对探讨地质历史时期生物大灭绝的原因具有重要意义。在隆安剖面,I/Ca比值从Middle Si.praesulcata带的1.8μmol/mol急剧下降至Upper Si.praesulcata带的0μmol/mol左右。在马栏边剖面,I/Ca比值从Lower Si.praesulcata带的2.0μmol/mol急剧下降至Upper Si.praesulcata带的0μmol/mol左右。隆安和马栏边的记录显示I/Ca比值在Middle-Upper Si.praesulcata带经历了一次明显的负偏,指示着当时氧最小带（OMZ）扩张或者上移,上层水体处于缺氧状态。综上,本文对华南地区处于不同沉积环境的三条泥盆纪-石炭纪剖面的研究发现泥盆纪-石炭纪之交生物大灭绝期C-N-S同位素组成有显着变化,说明该时期的C-N-S的生物地球化学循环发生了显着的异常。这些同位素组成的变化都反映D-C之交海水缺氧程度明显加剧,并出现了硫化的水体。同时,碳酸盐岩I/Ca的记录表明缺氧水体处在非常浅水的位置。这些证据都表明海水缺氧,或者说氧最小带（OMZ）向上部水体的扩张是引起D-C之交Hangenberg生物灭绝事件的重要原因。
翁海成[10]（2019）在《基于氮氧同位素的高砷地下水氮来源、转化及富砷意义》文中研究表明高砷地下水在全球广泛分布,给人们的身体健康带来了严重影响。以有机质为电子供体,微生物介导的铁锰氧化物还原性溶解被认为是地下水砷富集的主要过程,而NH4+作为有机质分解产物之一,其浓度可以作为有机质分解程度的标志,因而高砷地下水往往伴随着高含量的NH4+、较低含量的NO3-。但对于高砷地下水NH4+及NO3-的来源、转化过程及其对于砷迁移富集的意义并没有明确的认识。因此,论文以河套盆地为研究区,以地下水系统氮、氧同位素为主要研究对象,识别地下水氮的来源、转化过程及富砷意义。论文取得主要认识如下:（1）河套盆地地下水主要来源于大气降水,并且受到强烈的蒸发作用影响。由山前到平原区地下水TDS逐渐升高,水化学类型由Ca-SO4-HCO3逐渐转化Na-Cl。地下水具有明显的氧化还原分带,由山前到平原区还原性逐渐增强,ORP、DO、NO3-、SO42-/Cl-降低;As、Fe、Mn、NH4+、Fe（II）等逐渐增加。（2）沉积物实验结果发现,砂质沉积物pH较高,EC、TOC、NH4+含量较低,而粘土、粉质粘土层pH较低,EC、TOC、TN、NH4+含量较高。沉积物NH4+可能来源于天然有机物的矿化,并且吸附在粘土层。地下水NH4+的分布呈现出与沉积物较为一致的特点,反映了地下水中NH4+来源于沉积物NH4+的解吸。（3）山前地下水δ15N-NO3、δ18O-NO3值较低,δ18O-NO3落于硝化作用理论范围内,主要发生硝化过程;过渡区-平原区的δ15N-NO3、δ18O-NO3明显呈现正相关关系,与ln（NO3-）线性负相关,表明该区域发生了反硝化过程,且该过程中有机碳提供电子;由15N、18O同位素富集因子等因素判断,平原区还可能发生了硝酸根异化产铵（DNRA）过程。（4）由地下水NH4+与其他离子关系及δ15N-NH4发现,研究区地下水NH4+主要来源于有机物的矿化分解,并且在次氧化环境的过渡区发生了厌氧氨氧化过程,导致δ15N的升高;而在平原区浅层地下水δ15N明显低于有机物矿化的值,表明大部分受到DNRA过程的影响。当NH4+含量较大,有机物分解程度也较高,地下水处于强烈的还原环境,使得含砷的铁氧化物发生还原性溶解,有利于砷的富集,同时As（V）被还原成As（III）,更利于砷在含水层的迁移。
二、地表环境氮循环过程中微生物作用及同位素分馏研究综述（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、地表环境氮循环过程中微生物作用及同位素分馏研究综述（论文提纲范文）
（1）金/铁矿区土壤-植物体系铅锌同位素特征及微生物演化机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写和符号清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 矿山开采引起的环境污染 |
| 2.1.1 金属矿山开采及尾矿 |
| 2.1.2 尾矿的环境危害 |
| 2.1.3 废弃尾矿库的生态恢复 |
| 2.2 铅锌同位素在环境研究中的应用 |
| 2.2.1 铅同位素在环境研究中的应用 |
| 2.2.2 锌同位素在环境研究中的应用 |
| 2.3 矿山环境微生态研究 |
| 2.3.1 矿山环境微生物群落结构及多样性 |
| 2.3.2 组学技术分析环境微生物潜在功能活性 |
| 2.3.3 植物-微生物的相互作用 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.1.1 研究区域背景介绍 |
| 3.1.2 铁尾矿库自然定居植物 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 样品的采集及预处理 |
| 3.4.2 化学前处理 |
| 3.4.3 环境因子分析测定 |
| 3.4.4 铅同位素分析测试 |
| 3.4.5 锌同位素分析测试 |
| 3.4.6 土壤肥力评价方法 |
| 3.4.7 重金属污染评价方法 |
| 3.4.8 微区X射线荧光分析 |
| 3.4.9 DNA提取与检测 |
| 3.4.10 高通量测序及宏基因测序 |
| 3.4.11 代谢物分析测试及数据预处理 |
| 3.4.12 数值计算及统计分析 |
| 3.5 实验试剂及设备 |
| 3.5.1 实验试剂及试剂盒 |
| 3.5.2 实验设备 |
| 4 土壤-植物重金属污染特征 |
| 4.1 采样区详情 |
| 4.2 表层土壤及尾矿重金属含量分布特征 |
| 4.2.1 土壤及尾矿理化性质及肥力 |
| 4.2.2 重金属含量分布特征 |
| 4.2.3 重金属含量相关性分析 |
| 4.2.4 重金属污染评价 |
| 4.3 琉璃河沿岸植物重金属含量分布 |
| 4.3.1 植物元素重金属空间分布特征 |
| 4.3.2 植物根/茎/叶重金属含量分布特征 |
| 4.4 重金属在土壤-猪毛菜体系中的迁移机制 |
| 4.4.1 土壤-猪毛菜体系重金属迁移特征 |
| 4.4.2 土壤-猪毛菜体系重金属含量相关性分析 |
| 4.5 小结 |
| 5 土壤-猪毛菜体系铅锌同位素特征 |
| 5.1 表层土壤及尾矿铅同位素特征 |
| 5.1.1 土壤及铁尾矿的铅同位素组成 |
| 5.1.2 表层土壤重金属污染源解析 |
| 5.2 猪毛菜体系铅同位素特征 |
| 5.2.1 猪毛菜铅同位素特征值 |
| 5.2.2 植物(猪毛菜)污染源解析 |
| 5.3 土壤-猪毛菜体系锌同位素特征 |
| 5.3.1 土壤-猪毛菜体系锌同位素组成及分馏特征 |
| 5.3.2 锌同位素在矿山环境中溯源的可行性 |
| 5.4 小结 |
| 6 尾矿土壤-猪毛菜微生物群落结构研究 |
| 6.1 微生物群落结构 |
| 6.1.1 Alpha多样性指数分析 |
| 6.1.2 Beta多样性分析 |
| 6.1.3 群落组成分析 |
| 6.2 物种差异分析及功能物种比较 |
| 6.2.1 细菌物种差异显着性分析 |
| 6.2.2 真菌物种差异显着性分析 |
| 6.2.3 功能物种比较分析 |
| 6.3 物种共现网络分析 |
| 6.3.1 共现网络拓扑特征分析 |
| 6.3.2 功能物种及关键物种分析 |
| 6.4 环境因子关联分析 |
| 6.4.1 环境因子与群落多样性 |
| 6.4.2 环境因子与群落组成分析 |
| 6.4.3 环境因子与功能物种关联分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 尾矿土壤根际微生物-猪毛菜相互作用机理研究 |
| 7.1 根际微生物功能基因 |
| 7.1.1 固碳途径 |
| 7.1.2 氮循环 |
| 7.1.3 磷循环 |
| 7.1.4 重金属抗性基因 |
| 7.2 猪毛菜生长过程根系分泌物的演变 |
| 7.2.1 根系分泌物组成与HMDB分类 |
| 7.2.2 KEGG化合物分类与功能通路 |
| 7.2.3 不同生长阶段差异代谢物的筛选与聚类 |
| 7.3 根际微生物-猪毛菜相互作用 |
| 7.4 小结 |
| 8 总结 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（2）黄土高原不同植被类型和土壤碳氮同位素组成与影响因素分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 碳氮稳定同位素的概念以及在碳氮循环中的应用 |
| 1.2.2 植被恢复过程中影响碳氮循环的主要因素 |
| 1.3 研究工作中亟待解决的问题 |
| 第二章 材料和方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 黄土高原样带土壤和植物碳、氮同位素组成及其影响因素 |
| 2.2.2 六道沟流域不同功能型植物对土壤和植物碳、氮同位素的影响 |
| 2.2.3 六道沟小流域典型坡面土壤有机碳、氮和δ~(13)C、δ~(15)N的分布规律 |
| 2.2.4 植被恢复年限对土壤和植物有机碳、氮和δ~(13)C、δ~(15)N空间分布的影响 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 试验设计 |
| 2.3.2 样品测试 |
| 2.3.3 数据分析 |
| 2.4 技术路线 |
| 第三章 黄土高原土壤和叶片Δ~(15)N和Δ~(13)C含量的分布以及影响因素 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 样品采集与分析 |
| 3.2.4 偏最小二乘回归法(Partial least-squares regression,PLSR) |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 黄土高原土壤和叶片δ~(15)N的分布特征 |
| 3.3.2 黄土高原土壤和叶片δ~(13)C的分布特征 |
| 3.3.3 黄土高原土壤和叶片δ~(15)N的影响因素 |
| 3.3.4 黄土高原土壤和叶片δ~(13)C的影响因素 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 土壤和叶片的δ~(15)N的分布及影响因素 |
| 3.4.2 土壤和叶片的δ~(13)C的分布及影响因素 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 六道沟流域不同功能型植物土壤和叶片Δ~(15)N和Δ~(13)C含量的差别 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区概况 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 样品采集与分析 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 不同PFTs叶片和土壤有机碳和全氮的分布 |
| 4.3.2 不同PFTs植物叶片和土壤δ~(15)N和 δ~(13)C的分布 |
| 4.3.3 不同功能型植物叶片和土壤δ~(15)N和δ~(13)C的影响因素 |
| 4.3.4 不同PTFs叶片δ~(13)C和土壤δ~(13)C之间的相关性 |
| 4.3.5 不同功能型植物叶片δ~(15)N和土壤δ~(15)N之间的相关性 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同PFTs土壤和叶片养分含量分布 |
| 4.4.2 不同PFTs土壤和叶片δ~(13)C和 δ~(15)N的分布及相关性分析 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 土壤和叶片Δ~(13)C和Δ~(15)N随坡位和土壤剖面的变化 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区概况 |
| 5.2.2 实验设计 |
| 5.2.3 样品采集与分析 |
| 5.2.4 地统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 生育期内土壤速效氮的动态变化 |
| 5.3.2 土壤和叶片有机碳和全氮随坡位的变化 |
| 5.3.3 土壤和叶片δ~(13)C和δ~(15)N随坡位的变化 |
| 5.3.4 土壤和叶片δ~(13)C和δ~(15)N随土壤剖面的变化 |
| 5.3.5 土壤和叶片δ~(13)C和δ~(15)N的地统计分析结果 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 土壤和叶片碳、氮含量随坡位和土壤剖面变化 |
| 5.4.2 土壤和叶片δ~(13)C和δ~(15)N随坡位和土壤剖面变化 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 植被恢复年限对土壤和叶片Δ~(15)N和Δ~(13)C的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 研究区概况 |
| 6.2.2 实验设计 |
| 6.2.3 样品采集和分析 |
| 6.2.4 结构方程模型 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 不同植被恢复年限对土壤和叶片碳、氮含量的影响 |
| 6.3.2 不同植被恢复年限对土壤和叶片δ~(13)C和δ~(15)N的影响 |
| 6.3.3 利用SEM研究不同因素对土壤和叶片δ~(13)C和 δ~(15)N的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 植被恢复年限对有机碳和全氮的影响 |
| 6.4.2 植被恢复年限对δ~(13)C和δ~(15)N的影响 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 有待进一步研究的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（3）联用地下水年龄和稳定同位素解析硝酸盐污染源的演变（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状与趋势 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.4 主要创新点 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 交通与位置 |
| 2.2 自然地理与社会经济 |
| 2.3 区域地质与水文地质条件 |
| 2.4 研究区污染源分布概况 |
| 第3章 样品采集与数据获取 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.2 样品测试 |
| 3.3 数据来源 |
| 第4章 土地利用与地下水开发利用 |
| 4.1 土地利用 |
| 4.2 地下水开发利用 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 地下水硝酸盐时空变化及影响因素 |
| 5.1 典型区地下水硝酸盐的变化特征 |
| 5.2 典型剖面地下水硝酸盐的变化特征 |
| 5.3 地下水硝酸盐的时空变化特征 |
| 5.4 影响地下水硝酸盐分布变化的主要因素分析 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 地下水年龄与硝酸盐输入时间序列 |
| 6.1 地下水年龄测定 |
| 6.2 地下水年龄分布特征 |
| 6.3 硝酸盐输入时间序列构建 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 地下水硝酸盐来源及其变化解析 |
| 7.1 同位素源解析方法原理 |
| 7.2 不同土地利用条件下地下水硝酸盐源及其变化解析 |
| 7.3 地下水硝酸盐污染来源贡献率解析 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 地下水硝酸盐污染演变机制与污染防控对策 |
| 8.1 地下水硝酸盐输入的演变过程及驱动机制 |
| 8.2 地下水硝酸盐污染源演化的概念模式 |
| 8.3 地下水硝酸盐污染防控对策 |
| 8.4 小结 |
| 第9章 结论与展望 |
| 9.1 研究结论 |
| 9.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（4）偏远地区海鸟生物传输作用对氮、磷和重金属元素生物地球化学循环的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 生物地球化学循环与生物传输概述 |
| 1.2 海鸟的生物传输与氮循环研究进展 |
| 1.3 海鸟的生物传输与磷循环研究进展 |
| 1.4 海鸟的生物传输与重金属污染研究进展 |
| 参考文献 |
| 第2章 研究目标和研究内容 |
| 2.1 研究背景和意义 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 研究方法 |
| 参考文献 |
| 第3章 研究区域、样品采集和分析 |
| 3.1 东南极罗斯海维多利亚地 |
| 3.2 西南极乔治王岛 |
| 3.3 南海西沙群岛 |
| 3.4 样品处理与分析 |
| 参考文献 |
| 第4章 生物传输对偏远地区生态系统氮循环的影响 |
| 4.1 企鹅活动区土壤的氮含量及氮同位素特征 |
| 4.2 鸟粪输入对苔藓氮利用策略的影响 |
| 4.3 难言岛湖水、湖藻氮同位素值的梯度变化 |
| 4.4 企鹅活动区周围湖泊沉积物的氮同位素特征 |
| 4.5 东南极企鹅粪来源氮的循环过程 |
| 4.6 西南极企鹅的生物传输作用对氮循环的影响 |
| 4.7 西沙不同岛屿氮状况的空间分布特征 |
| 4.8 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第5章 生物传输作用对东南极湖泊磷循环的影响 |
| 5.1 湖泊沉积物磷形态的分布特征 |
| 5.2 影响沉积物磷形态分布的主要控制因素 |
| 5.3 有机磷的矿化 |
| 5.4 鸟粪沉积物磷的动力学循环机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第6章 生物传输与重金属污染研究 |
| 6.1 过去700年西沙粪土沉积物的重金属污染记录 |
| 6.2 热带海鸟食物的现代重金属污染调查 |
| 6.3 南极鸟粪土的Cd相态分布特征 |
| 6.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（5）四川盆地东南缘五峰组—龙马溪组页岩有机质富集机制及沉积环境演化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 选题依据和意义 |
| 1.2 研究背景及存在问题 |
| 1.2.1 赫南特冰川事件 |
| 1.2.2 晚奥陶世生物大灭绝 |
| 1.2.3 碳、氮同位素漂移事件 |
| 1.2.4 黑色页岩和海洋缺氧 |
| 1.2.5 五峰组-龙马溪组黑色页岩研究进展 |
| 1.2.6 存在的科学问题 |
| 1.3 研究思路、内容、技术路线 |
| 1.3.1 研究思路 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究技术路线 |
| 1.4 完成的主要工作量 |
| 第2章 区域地质背景 |
| 2.1 区域构造特征 |
| 2.2 地层特征 |
| 2.2.1 奥陶系 |
| 2.2.2 志留系 |
| 2.3 研究剖面特征 |
| 2.3.1 南川地区三泉剖面 |
| 2.3.2 綦江地区安稳镇剖面 |
| 2.3.3 长宁地区双河剖面 |
| 2.4 岩石学特征 |
| 2.4.1 岩石类型 |
| 2.4.2 矿物成分特征 |
| 第3章 样品、实验及分析方法 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 碳、氮、硫测试 |
| 3.2.2 主量元素 |
| 3.2.3 微量元素 |
| 3.2.4 有机碳、氮同位素 |
| 3.3 数据处理及分析方法、指标 |
| 3.3.1 氧化还原条件指标 |
| 3.3.2 古生产力指标 |
| 3.3.3 元素富集系数 |
| 3.3.4 Ce异常 |
| 3.3.5 化学风化指数(CIA) |
| 第4章 五峰组-龙马溪组黑色页岩元素地球化学特征 |
| 4.1 有机碳、氮、硫特征 |
| 4.1.1 三泉剖面有机碳(TOC)、氮(TN)、硫(TS)特征 |
| 4.1.2 綦江安页剖面有机碳(TOC)、氮(TN)、硫(TS)特征 |
| 4.1.3 长宁双河剖面有机碳(TOC)、氮(TN)特征 |
| 4.2 主量元素特征 |
| 4.2.1 三泉剖面主量元素特征 |
| 4.2.2 綦江安页剖面主量元素特征 |
| 4.2.3 长宁双河剖面主量元素特征 |
| 4.3 微量元素特征 |
| 4.3.1 三泉剖面微量元素特征 |
| 4.3.2 綦江安页剖面微量元素特征 |
| 4.3.3 长宁双河剖面微量元素特征 |
| 4.4 碳、氮同位素特征 |
| 4.4.1 三泉剖面有机碳同位素(δ~(13)C_(org))、氮同位素(δ~(15)N)特征 |
| 4.4.2 双河剖面有机碳同位素(δ~(13)C_(org))、氮同位素(δ~(15)N)特征 |
| 第5章 晚奥陶世-早志留世沉积环境 |
| 5.1 氧化还原条件 |
| 5.1.1 V/Cr、V/(V+Ni)、U/Th |
| 5.1.2 S/C比值 |
| 5.2 古生产力 |
| 5.2.1 P含量 |
| 5.2.2 生物Ba含量 |
| 5.3 海平面变化 |
| 5.4 陆源碎屑 |
| 5.5 盆地水体滞留程度 |
| 5.5.1 U_(EF)—Mo_(EF)协变模式 |
| 5.5.2 Mo—TOC协变模式 |
| 5.6 化学风化指数(CIA)和古气候 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 晚奥陶世-早志留世碳、氮同位素异常 |
| 6.1 碳同位素 |
| 6.1.1 碳同位素组成及其循环 |
| 6.1.2 五峰组-龙马溪组有机碳同位素特征 |
| 6.1.3 晚奥陶世碳同位素异常及环境意义 |
| 6.2 氮同位素 |
| 6.2.1 氮同位素组成及其循环 |
| 6.2.2 五峰组-龙马溪组氮同位素特征 |
| 6.2.3 氮同位素异常的环境意义 |
| 6.3 碳、氮循环驱使的古气候演化 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 五峰组-龙马溪组页岩有机质富集机理 |
| 7.1 有机质含量(TOC)与氧化还原条件的关系 |
| 7.2 有机质含量(TOC)与古生产力的关系 |
| 7.3 有机质含量(TOC)与陆源碎屑注入的关系 |
| 7.4 有机质含量(TOC)富集与古气候的关系 |
| 7.5 五峰组-龙马溪组富有机质黑色页岩发育模式 |
| 第8章 主要结论及创新 |
| 8.1 主要的结论和认识 |
| 8.2 论文创新点及不足 |
| 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 |
（6）淮北临涣地表水氮污染特征及其对水生生物的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 地表水氮污染现状研究 |
| 1.2.2 水体中氮来源研究进展 |
| 1.2.3 水体中氮的生物化学转化过程研究 |
| 1.2.4 水体氮来源定量研究进展 |
| 1.2.5 水生动植物稳定同位素特征研究进展 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理概况 |
| 2.1.2 气候条件 |
| 2.1.3 水文地质条件 |
| 2.2 样品采集与预处理 |
| 2.3 样品测试分析 |
| 2.3.0 理化性质测定 |
| 2.3.1 同位素测定 |
| 2.3.2 数据统计与方法 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 地表水水化学特征分析 |
| 3.1.1 地表水主要离子组成特征 |
| 3.1.2 不同类型地表水水化学类型 |
| 3.1.3 地表水富营养化评价 |
| 3.1.4 地表水氮的时空分布特征 |
| 3.2 地表水氮氧同位素特征 |
| 3.3 水生动植物氮同位素特征 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 水化学影响因素分析 |
| 4.2 地表水氮来源解析 |
| 4.2.1 Cl~-、NO_3~-、δ~(15)N分析 |
| 4.2.2 δ~(15)N和 δ~(18)O分析 |
| 4.3 氮的生物化学转化过程 |
| 4.4 基于IsoSources模型定量水体的氮来源 |
| 4.5 水生动植物δ~(15)N与水环境因子的分析 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读硕士期间主要成果 |
| 致谢 |
（7）喀斯特流域水土界面氮循环转化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 流域氮循环 |
| 1.1.2 河流硝酸盐来源及其同位素示踪技术 |
| 1.1.3 喀斯特土壤及土地利用情况 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究意义及内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 材料和方法 |
| 2.1 土柱实验装置及材料 |
| 2.1.1 土柱实验装置 |
| 2.1.2 土柱实验材料 |
| 2.2 土柱实验步骤 |
| 2.2.1 土壤氮素流失对不同肥料的响应的实验步骤 |
| 2.2.2 尿素在土壤的硝化过程实验步骤 |
| 2.2.3 土壤淋洗过程氮的分布及流失探究实验步骤 |
| 2.3 河流样品采集 |
| 2.3.1 赤水河流域背景介绍 |
| 2.3.2 赤水河样品采集 |
| 2.4 样品测试方法 |
| 2.4.1 土壤样品浸提方法 |
| 2.4.2 溶液氮形态浓度测试方法 |
| 2.4.3 水体硝酸盐氮氧同位素的测试方法 |
| 2.4.4 土壤有机氮含量及同位素的测试方法 |
| 第3章 土壤氮素流失对不同肥料的响应 |
| 3.1 土壤无机氮含量特征及对比 |
| 3.2 两种肥料淋出液中氮形态变化特征 |
| 3.3 两种肥料在淋洗过程中的损失量计算及对比 |
| 3.4 两种肥料在土壤中的硝化速率计算 |
| 3.5 两种肥料的损失情况对比 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 氮素在土壤迁移转化的时空特征 |
| 4.1 土壤不同氮形态含量的变化特征 |
| 4.2 土壤硝化速率计算 |
| 4.3 挥发作用流失的氮量计算 |
| 4.4 硝酸盐氮同位素组成特征 |
| 4.5 硝化过程的分馏情况 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 淋洗过程中硝酸盐同位素组成特征 |
| 5.1 土壤不同形态氮含量的变化特征 |
| 5.2 土壤硝酸盐氮同位素的变化特征 |
| 5.3 土壤硝酸盐氮同位素的分馏 |
| 5.4 淋出液不同形态氮含量的变化特征 |
| 5.5 淋洗过程的土壤硝态氮损失量计算 |
| 5.6 淋出液硝酸盐氮氧同位素变化特征 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 喀斯特河流硝酸盐的来源及氮转化过程 |
| 6.1 河水硝酸盐浓度的变化特征 |
| 6.2 河水硝酸盐氮氧同位素组成特征 |
| 6.2.1 硝酸盐同位素特征及氮转化过程分析 |
| 6.2.2 流域河水硝酸盐来源的时空分布差异 |
| 6.3 土地利用分布对硝酸盐来源的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（8）陆生藓类植物碳氮含量和同位素比值的变化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 大气氮沉降及其研究进展 |
| 1.1.1 大气氮沉降的影响 |
| 1.1.2 大气氮沉降的监测 |
| 1.2 藓类植物氮含量指示大气氮沉降的通量 |
| 1.2.1 应用原理 |
| 1.2.2 研究进展及存在问题 |
| 1.3 藓类植物氮同位素比值示踪大气氮沉降的化学组成 |
| 1.3.1 应用原理 |
| 1.3.2 研究进展及存在问题 |
| 1.4 藓类植物碳同位素比值及其环境指示意义 |
| 1.4.1 应用原理 |
| 1.4.2 研究进展及存在问题 |
| 1.5 选题依据、研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 选题依据及研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 区域尺度陆生藓类植物氮含量和氮同位素比值变化特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 数据收集 |
| 2.2.2 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 藓类植物氮含量对不同形态氮沉降的响应 |
| 2.3.2 应用藓类植物评估氮沉降水平的新指标 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 石生藓类植物碳氮含量和同位素比值的种间和月际变异机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区介绍 |
| 3.2.2 样品采集和化学分析 |
| 3.2.3 数理统计 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 藓类植物碳氮含量和同位素比值 |
| 3.3.2 藓类植物氮同位素比值指示氮沉降 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 石生藓类组织硝酸根含量和氮氧同位素比值的种间和月际变异机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区介绍 |
| 4.2.2 样品采集和化学分析 |
| 4.2.3 数理统计 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 藓类植物组织硝酸根氮氧同位素比值 |
| 4.3.2 藓类植物对硝酸根的吸收 |
| 4.3.3 藓类植物对硝酸根的还原 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 石生藓类植物及其着生基质的碳氮含量和同位素比值的变化关系 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区介绍 |
| 5.2.2 样品采集和分析 |
| 5.2.3 数理统计 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 灰岩和砂岩表面藓类植物和有机基质的碳氮同位素比值差异 |
| 5.3.2 石生藓类植物和有机基质的碳氮同位素比值变化 |
| 5.3.3 灰岩和砂岩表面藓类植物硝酸还原酶活性的差异 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 泥炭地藓类植物碳氮含量和同位素比值记录 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 研究区介绍 |
| 6.2.2 样品采集和分析 |
| 6.2.3 数理统计 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 泥炭地藓类植物活体碳氮含量和同位素比值的时间序列 |
| 6.3.2 泥炭地藓类植物碳氮含量和同位素比值的变化及其意义 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 总结与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 存在问题与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 藓类植物潜在氮源同位素比值的参考文献 |
| 附录 B 陆生藓类植物氮含量和氮同位素比值的参考文献 |
| 附录C 氨气和二氧化氮沉降速率的参考文献 |
| 发表的论文及科研情况 |
| 致谢 |
（9）泥盆纪—石炭纪之交生物大灭绝期生物地球化学循环及其环境背景（论文提纲范文）
| 作者简介 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 泥盆纪-石炭纪之交生物变化 |
| 1.2.2 泥盆纪-石炭纪之交气候变化 |
| 1.2.3 泥盆纪-石炭纪生物大灭绝机制概述 |
| 1.3 研究思路和目标 |
| 1.4 工作量小结 |
| 1.5 创新点 |
| 第二章 研究区域及研究方法 |
| 2.1 研究区域地质背景概况 |
| 2.1.1 广西隆安剖面 |
| 2.1.2 贵州其林寨剖面 |
| 2.1.3 湖南马栏边剖面 |
| 2.2 实验样品和实验方法 |
| 2.2.1 无机碳-氧同位素分析方法 |
| 2.2.2 有机碳-氮同位素分析方法 |
| 2.2.3 碳酸盐岩晶格硫酸盐硫同位素分析方法 |
| 2.2.4 I/Ca比实验方法 |
| 第三章 泥盆纪-石炭纪之交碳循环 |
| 3.1 碳循环模型 |
| 3.1.1 一箱模型 |
| 3.1.2 碳同位素组成变化的影响因素 |
| 3.2 碳同位素地层变化特征 |
| 3.2.1 隆安剖面 |
| 3.2.2 其林寨剖面 |
| 3.2.3 马栏边剖面 |
| 3.3 碳循环异常机制探讨 |
| 3.3.1 成岩作用的影响 |
| 3.3.2 D-C之交δ~(13)Ccarb变化的特征及原因 |
| 3.3.3 D-C之交δ~(13)Corg变化的特征及原因 |
| 3.3.4 D-C之交Δ13C变化的特征及原因 |
| 3.3.5 碳循环异常对生物大灭绝的启示意义 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 泥盆纪-石炭纪之交氮循环 |
| 4.1 氮循环过程 |
| 4.1.1 生物氮代谢方式 |
| 4.1.2 海洋氮同位素组成的影响因素 |
| 4.2 氮同位素地层变化特征 |
| 4.2.1 隆安剖面 |
| 4.2.2 其林寨剖面 |
| 4.2.3 马栏边剖面 |
| 4.3 氮循环异常机制探讨 |
| 4.3.1 成岩作用的影响 |
| 4.3.2 δ~(15)N空间变化特征 |
| 4.3.3 δ~(15)N负偏移的主要原因 |
| 4.3.4 氮循环异常对生物大灭绝的启示意义 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 泥盆纪-石炭纪之交硫循环 |
| 5.1 硫循环过程及模型 |
| 5.1.1 地质视角 |
| 5.1.2 生物视角 |
| 5.1.3 硫循环模型 |
| 5.2 硫同位素地层变化特征 |
| 5.2.1 隆安剖面 |
| 5.2.2 其林寨剖面 |
| 5.3 硫循环异常机制探讨 |
| 5.3.1 成岩作用的影响 |
| 5.3.2 δ~(34)SCAS变化特征 |
| 5.3.3 δ~(34)SCAS负偏移的主要原因 |
| 5.3.4 硫循环异常对生物大灭绝的启示意义 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 泥盆纪-石炭纪之交上层水体氧化还原条件 |
| 6.1 I/Ca比作为氧化还原指标 |
| 6.2 I/Ca比地层变化特征 |
| 6.3 I/Ca比值异常机制探讨 |
| 6.3.1 成岩作用对I/Ca比的影响 |
| 6.3.2 I/Ca比负偏移的主要原因 |
| 6.3.3 OMZ扩张机制 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 泥盆纪-石炭纪之交生物大灭绝的促发机制 |
| 第八章 结论及展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 下一步工作展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）基于氮氧同位素的高砷地下水氮来源、转化及富砷意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及选题意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 地下水NO_3~-、NH_4~+来源及行为过程 |
| 1.2.2 地下水δ~(15)N-NO_3、δ~(18)O-NO_3的示踪作用 |
| 1.2.3 地下水δ~(15)N-NH_4的示踪作用 |
| 1.2.4 高砷地下水的δ~(15)N-NO_3、δ~(18)O-NO_3、δ~(15)N-NH_4特征 |
| 1.3 科学问题的提出 |
| 1.4 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 1.4.4 课题支撑 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.2 区域地质概况 |
| 2.2.1 地层岩性 |
| 2.2.2 区域地质构造 |
| 2.3 区域水文地质条件 |
| 2.3.1 含水岩组特征 |
| 2.3.2 地下水补径排特征 |
| 2.3.3 地下水动态特征 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 地下水样品的采集 |
| 3.2 地下水样品的分析 |
| 3.3 沉积物样品的采集 |
| 3.4 沉积物样品的分析 |
| 4 地下水水化学特征 |
| 4.1 地下水氘、氧同位素特征 |
| 4.2 地下水化学类型 |
| 4.3 地下水化学特征 |
| 4.3.1 常规组份 |
| 4.3.2 氧化还原敏感组分 |
| 4.3.3 地下水砷与其他组分之间的关系 |
| 4.4 小结 |
| 5 沉积物地球化学特征 |
| 5.1 沉积物岩性特征 |
| 5.2 沉积物物化特征 |
| 5.2.1 沉积物主要化学特征 |
| 5.2.2 沉积物砷、铁、锰等微量元素分布特征 |
| 5.3 沉积物氮素含量分布特征 |
| 5.4 小结 |
| 6 地下水NO_3~-的来源及其迁移转化过程 |
| 6.1 地下水NO_3~-的空间分布 |
| 6.2 地下水NO_3~-中N、O同位素特征 |
| 6.3 地下水NO_3~-的来源解析 |
| 6.4 地下水NO_3~-的迁移转化过程 |
| 6.4.1 山前硝化作用 |
| 6.4.2 过渡-平原区反硝化作用 |
| 6.4.3 反硝化过程电子供体探讨 |
| 6.4.4 沿流线氮、氧稳定同位素变化 |
| 6.5 小结 |
| 7 地下水NH_4~+的来源、转化过程及其对砷迁移富集的影响 |
| 7.1 地下水NH_4~+的空间分布 |
| 7.2 地下水NH_4~+的来源及转化过程 |
| 7.2.1 水化学指标对地下水NH_4~+来源的指示 |
| 7.2.2 地下水δ~(15)N-NH_4同位素特征 |
| 7.2.3 δ~(15)N-NH_4对地下水NH_4来源、转化过程的示踪 |
| 7.3 氮素对地下水砷迁移富集的影响 |
| 7.4 河套盆地地下水氮素迁移转化及砷富集概念模型 |
| 7.5 小结 |
| 8 结论与建议 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 未来研究的建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
四、地表环境氮循环过程中微生物作用及同位素分馏研究综述（论文参考文献）
- [1]金/铁矿区土壤-植物体系铅锌同位素特征及微生物演化机制[D]. 张怡悦. 北京科技大学, 2021(08)
- [2]黄土高原不同植被类型和土壤碳氮同位素组成与影响因素分析[D]. 单燕. 西北农林科技大学, 2020(03)
- [3]联用地下水年龄和稳定同位素解析硝酸盐污染源的演变[D]. 张英. 中国地质大学(北京), 2020
- [4]偏远地区海鸟生物传输作用对氮、磷和重金属元素生物地球化学循环的影响[D]. 王雪莹. 中国科学技术大学, 2020(01)
- [5]四川盆地东南缘五峰组—龙马溪组页岩有机质富集机制及沉积环境演化[D]. 何龙. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2020(07)
- [6]淮北临涣地表水氮污染特征及其对水生生物的影响[D]. 陈彦蓉. 安徽大学, 2020(07)
- [7]喀斯特流域水土界面氮循环转化机制研究[D]. 任奕蒙. 天津大学, 2019(01)
- [8]陆生藓类植物碳氮含量和同位素比值的变化机制研究[D]. 董玉平. 天津大学, 2019
- [9]泥盆纪—石炭纪之交生物大灭绝期生物地球化学循环及其环境背景[D]. 刘犟嗣. 中国地质大学, 2019
- [10]基于氮氧同位素的高砷地下水氮来源、转化及富砷意义[D]. 翁海成. 中国地质大学(北京), 2019