一、增加海水铁含量 无助缓解温室效应（论文文献综述）
聂世清[1]（2021）在《亚热带北部湾红树林生态系统中氮循环的宏基因组学研究》文中研究表明由于近年来频繁的工业生产活动,氮污染已经成了一个在国际上受到广泛关注的严重问题。尽管已有许多研究报道红树林生态系统可以降解氮污染,然而其降解机制尚不清晰。此外,近年来互花米草的入侵破坏了红树林生态系统的平衡,但其对红树林中氮循环的影响尚不清晰。因此,本研究旨在评价广西典型亚热带红树林沉积物中微生物对氮循环的影响。利用宏基因组学技术分析了红树林生态系统降解氮污染的机制以及互花米草的入侵对这种机制的影响,并确定了氮污染相关的主要菌以及关键环境因子。之后利用q PCR技术对关键结论进行了验证。最后为了进一步探索红树林中的优势氮污染降解菌,通过宏基因组分箱技术获得了大量新的具有氮污染降解能力的微生物基因组。本研究的具体结论如下:1.在红树林沉积物中,湿季的氮代谢活性显着高于干季。最丰富的氮循环基因是与有机氮的合成和降解有关的基因,其次是涉及硝酸盐还原的基因。其中,异化硝酸盐还原是最主要的硝酸盐还原途径。脱硫杆菌目（Desulfobacterales）在氮循环中起着最重要作用,平均贡献了12%的氮代谢基因。红树林生态系统主要通过脱硫杆菌目的异化硝酸盐还原作用来有效地缓解日益严重的氮污染。然而,只有50%的氮循环基因可以匹配到对应的物种,这表明尚且存在许多未知的微生物可以进行氮循环。2.在红树林沉积物中,总磷、有效铁、硫化物和总有机碳与氮循环基因的分布,代谢途径和物种组成之间具有强烈的相关性。其中总有机碳和有效铁的含量与氮循环基因的丰度主要为显着负相关,总磷和硫化物与氮循环基因的丰度主要为显着正相关。3.硝酸盐还原主要发生在红树林沉积物的浅层（0～10 cm）,主要由细菌完成。在红树林沉积物的深层（50～100 cm）,古菌对硝酸盐还原基因的贡献率显着增加。红树林沉积物中硝酸盐还原与硫氧化（尤其是硫化物氧化）之间存在较强的偶联,并且硫化物含量与硝酸盐还原基因的丰度显着正相关。4.宏基因组分析及后续的qPCR验证显示在互花米草入侵之后大多数硝酸盐还原基因的丰度都得到了增加,特别是亚硝酸盐还原酶基因（nir S）。这意味着互花米草的入侵显着增强了红树林沉积物中的硝酸盐还原能力,加速了氮污染降解过程。此外,207个新的微生物基因组被成功构建,包括50个具有高拷贝（310）硝酸盐还原基因的微生物,这表明红树林沉积物中的优势菌群具有很强的硝酸盐还原能力。本研究充分阐明了红树林生态系统降解氮污染的机制以及互花草入侵对红树林生态系统硝酸盐还原的影响。本研究为有效控制氮污染、研究新型氮污染降解菌提供了有效的参考。
马建[2]（2020）在《二氧化碳浓度升高对海带营养代谢产物的影响》文中研究指明海带作为部分人口的重要食物来源,含有丰富的钙、铁、钠、镁等营养元素和亚油酸、卵磷脂等重要营养成分,同时作为海洋重要的初级生产者,为沿海食物链及生态系统提供了重要服务。随着人类生产活动的加剧和全球气候条件的变化,二氧化碳水平持续升高,引起温室效应,造成全球变暖,而海洋作为天然的二氧化碳储存库,吸收了人类二氧化碳排放量的30%左右,从而引起海洋的酸化。尽管海带在生态地位上极其重要,但人们对于海带在长期全球气候变化条件下的营养代谢响应研究知之甚少。通过在海区进行原位海水长期酸化实验,研究海水酸化对海带主要营养代谢物质含量及成分的影响。研究结果表明:（1）二氧化碳浓度升高促进海带的生长,酸化培养海带的叶长、叶宽、重量相对于对照组分别增加了49.9%、40.3%和70.1%。（2）二氧化碳浓度升高提高海带碳含量及碳/氮,酸化培养海带的总碳含量相对于对照组升高了8.5%。（3）二氧化碳浓度升高显着降低了总脂含量,但是对ω6/ω3多不饱和脂肪酸含量比值无显着影响,培养2个月和3个月时,总脂含量分别下降26.7%和18.8%。（4）二氧化碳浓度升高显着提高海带中钾、磷含量,对锌和铁的含量无显着影响,显着降低钙、镁、钠含量,培养2个月时,钠的含量降低了11.7%,培养3个月时,海水酸化组磷和钾的含量分别提高14.11%和14.09%,镁、钠、钙的含量分别降低12.6%,18.7%和16.4%。（5）二氧化碳浓度升高对海带氮含量、氨基酸含量及蛋白质含量有一定的负面效应,但随着培养时间延长,负面效应减弱。
陈叶[3]（2020）在《凹凸棒石负载镍催化重整甲烷性能及机理研究》文中研究说明二氧化碳催化重整甲烷在环境效益和能源利用方面有着重要研究价值。通过CH4和CO2高效反应制备获得H2/CO比值约为1的H2和CO合成气,可作为费托合成原料气,缓解温室效应和能源紧张。纳米矿物储量丰富,成本低廉,同时还具有优良的物理化学性质,用作催化剂展现出优异的性能。凹凸棒石黏土属于纳米矿物,其具有特殊的纳米棒状结构、高比表面积和高表面反应性。本文以凹凸棒石为原料制备了镍铝负载型催化剂及铁镍负载型催化剂,研究了催化剂在DRM过程中结构和物化性质的变化情况,考察了催化剂反应过程中的影响因素,催化性能及两种成因类型凹凸棒石载镍催化剂的差异性原因。论文工作的主要结果有:（1）以沉积型凹凸棒石为载体制备了具有高效DRM催化性能的镍铝催化剂。铝助剂的添加有助于分散Ni/SPal催化剂中载体表面的镍粒子,同时加强了Ni与助剂和载体之间的相互作用而增加催化剂的稳定性及寿命。积碳在DRM过程中不断被消耗,因而对催化剂的催化效果影响甚微。（2）以热液型凹凸棒石为载体制备镍基催化剂,Ni8/Al8/HPal表现出优异的催化活性和稳定性,CH4转化率达和CO2转化率达分别高达95%和90%以上。但过量的镍负载（10%）会导致镍颗粒发生严重的烧结团聚,降低催化剂的比表面积进而导致催化活性下降。（3）研究发现Pal中晶格铁和表面负载铁对催化重整反应均产生不利影响,与Nix/HPal催化剂相比,Ni8/SPal及FexNi8/HPal催化剂催化效果较差,表明负载铁和晶格铁对催化剂催化重整反应活性影响较大。可能的原因是镍可与凹凸棒石中的晶格铁间和负载在凹凸棒石表面的铁发生相互作用,铁原子逐渐迁移至镍颗粒表面,覆盖镍活性位点。此外,镍颗粒烧结和石墨型积碳的形成也是导致催化剂活性降低的主要原因。
郑夏婉[4]（2019）在《中国东南部红树林CO2和CH4排放通量及其控制因子研究》文中研究指明红树林湿地处于潮汐周期性淹水的厌氧环境,被认为是大气二氧化碳（CO2）和甲烷（CH4）的主要排放源之一,但目前对于红树林湿地排放通量的高低及其对温室效应的贡献存在很大的争议。在全球变暖与土地利用类型快速改变的背景下,红树林湿地和产生机理及调控因素也尚不明确。本硕士论文研究采用静态密闭箱法测定了不同潮位、不同季节的热带与亚热带红树林湿地和通量,同时收集了文献中不同区域的红树林湿地通量,综合评估了红树林湿地通量的排放特征及与排放相比对气候变暖的相对贡献。此外,基于室内控制实验,探究温度对红树林湿地、人工湿地和淡水湿地和产生量的影响。主要结果与结论如下:（1）野外观测数据表明,天然红树林湿地通量一般较低;相比于排放,排放对温室效应的贡献极低（<10%）,但会因营养盐与淡水输入增加而显着增加。中国东南部福建漳江口和海南清澜港红树林湿地的排放通量分别为1.52～4.91μmol m-2 h-1和0.65～14.18μmol m-2 h-1。福建漳江口高潮位在湿季测到较高通量(达123.59μmol m-2 h-1)是由于附近渔业养殖带来营养盐与淡水输入。分析文献收集的红树林湿地通量数据同样表明,全球多数地区天然红树林湿地通量处于较低的水平,但养殖废水或过量淡水输入会显着提高红树林湿地通量。（2）温度升高对有氧与厌氧条件下的湿地产生具有促进作用,对不同植被类型的影响程度从高到低依次为:红树林湿地（白骨壤、秋茄）>人工湿地（虾塘、鱼塘）>淡水湿地（睡莲、芦苇）,主要是由于不同植被类型存在本底碳组分与营养盐差异造成的。温度升高促进厌氧条件下的湿地产生,其中白骨壤林的响应程度最高,主要是由于白骨壤林沉积物中存在较高含量的铵态氮和有效磷等营养盐,加速了有机质被微生物分解矿化为。综上所述,红树林湿地通量主要来源于受人为干扰严重的红树林区域,评估红树林对温室效应的贡献应当考虑人为活动的影响程度。红树林湿地和产生量对温度升高响应明显,未来需要关注土壤碳库对气候变暖的响应与适应。本研究结果有助于理解红树林等滨海湿地碳排放的调控机制,可为我国红树林湿地管理和生态修复工程提供科学依据。
李明聪[5]（2019）在《黄河入海口微生物驱动的氮循环过程及其影响因素的研究》文中进行了进一步梳理黄河入海口地处黄河、渤海与莱州湾的交汇处,是我国三大河口之一。根据《中国海洋环境状况公报》数据显示,近年来氮素成为黄河汇入海洋的主要污染物之一。氮素过量排放导致黄河入海口及毗邻海域富营养化程度加重,局部生态系统遭到严重破坏。因此,研究和解决氮素过量引起的黄河入海口生态问题已成为一个严峻而紧迫的课题。微生物参与地球元素物质循环,在河口区氮素削减过程中发挥着重要作用。微生物驱动的氮循环主要包括硝化、反硝化、硝酸盐异化还原成铵和厌氧氨氧化等过程。其中氨氧化过程是硝化过程的限速步骤,可将环境中的铵态氮转化为亚硝态氮,是硝化-反硝化联合脱氮的第一步;反硝化、厌氧氨氧化及硝酸盐异化还原成铵过程可将环境的硝态氮进行还原和转化,从而实现氮素的削减。目前,对于驱动黄河入海口氮素转化过程的主要微生物类群及影响因素尚不清楚。本论文选取黄河入海口为研究区域,综合利用同位素示踪、高通量测序、功能基因克隆文库和定量PCR等方法,首先探寻了黄河入海口氨氧化微生物的丰度、多样性及群落分布特征;进一步研究了黄河入海口微生物驱动的硝酸盐还原过程及其影响因素;最后通过微宇宙实验探寻了关键因素（硝酸盐）对微生物驱动的硝酸盐还原速率及细菌群落结构的影响规律。主要研究结果如下:（1）黄河入海口生境可检测到丰富的氨氧化微生物类群,其丰度及群落组成在水体和沉积物两个生境中存在差异。功能基因定量PCR检测结果表明,无论在水体还是沉积物生境,氨氧化古菌（Ammonia oxidizing bacteria,AOA）amoA基因的丰度均显着高于氨氧化细菌（Ammonia oxidizing archaea,AOB）。功能基因克隆文库结果表明,在海水样品中AOB较之AOA呈现出相对较高的Chao1丰富度指数和香农多样性指数,而沉积物样品的多样性指数没有明显的分布规律。通过系统发育分析,所有的AOA序列可划分为Nitrososphaera,Nitrosopumilus和Nitrosotalea属,其中Nitrososphaera属的相对丰度在多数沉积物样品中占优势,而Nitrosopumilus和Nitrosotalea属在水体样品中占优势,说明AOA类群存在生境分布差异。AOB的所有序列划分为Nitrosospira和Nitrosomonas属,其中Nitrosospira属的相对丰度在两个生境中均占优势,说明主要AOB类群并没有表现出明显的生境分布差异。主坐标分析同样表明AOA群落结构在水体和沉积物样品间呈现显着差异,而AOB群落差异不显着。微生物群落与理化参数的相关性分析表明,总碳和总有机碳含量是影响沉积物生境中氨氧化微生物丰度和群落组成的关键因素,而本实验所测理化因子含量对水体中的氨氧化群落没有显着影响。（2）反硝化是黄河入海口湿地主要的硝酸盐还原过程,硝酸盐含量是影响硝酸盐还原过程的关键因素。利用15N同位素示踪实验的结果证明,黄河入海口湿地可检测到三类微生物（反硝化、厌氧氨氧化和硝酸盐异化还原成铵）驱动的硝酸盐还原速率,其中反硝化速率对大多数样品中（所有夏季样品及77%的冬季样品）的硝酸盐还原贡献率超过一半,表明反硝化微生物是河口湿地生境中参与硝酸盐还原的主要类群。差异分析表明,厌氧氨氧化速率在冬季显着高于夏季,而反硝化及硝酸盐异化还原成铵速率并不随季节产生显着变化。定量PCR结合线性拟合分析表明,厌氧氨氧化16S rRNA基因丰度与其速率存在显着正相关关系,且在冬季相关性要明显高于夏季;硝酸盐异化还原成铵nrfA基因丰度仅在夏季表现出与速率显着相关;而反硝化功能基因（nirK和nirS）的丰度与速率间并无显着相关关系。相关性分析结果表明,反硝化和硝酸盐异化还原成铵的速率与硝酸盐含量呈显着正相关关系;厌氧氨氧化速率仅表现出与温度呈显着负相关关系;硝酸盐含量是影响细菌16S rRNA基因及硝酸盐异化还原成铵nrfA基因丰度的关键因子。（3）硝酸盐浓度的增加可提高反硝化速率,降低厌氧氨氧化及硝酸盐异化还原成铵速率,并影响细菌的丰度、多样性及群落组成。15N同位素示踪实验表明,反硝化速率随硝酸盐浓度的增加而升高,而厌氧氨氧化及硝酸盐异化还原成铵的速率随硝酸盐浓度的增加呈降低趋势。定量PCR检测结果表明,细菌16S rRNA基因及硝酸盐还原功能基因的丰度均随着硝酸盐浓度的增加而降低。线性拟合分析表明,厌氧氨氧化16S rRNA基因和硝酸异化还原成铵nrfA基因的丰度与其对应速率显着正相关。高通量测序结果表明,细菌群落的香农多样性指数和均匀度指数在硝酸盐浓度为400和600μM的样品中显着低于其他样品,在600μM的样品中最低。细菌群落组成在硝酸盐浓度为400和600μM的样品中与其余样品中呈显着差异。γ变形菌纲（Gammaproteobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）在所有的样品中均为优势类群,其在样品中的相对丰度随着硝酸盐浓度的增加而升高。通过多元回归树结合多样性分析,可将样品按硝酸盐浓度划分为低浓度组（0和100μM）与高浓度组（400和600μM）。网络共存分析表明,两组样品间的细菌群落共存网络呈现较大差异,高浓度硝酸盐组具有更复杂的网络结构。线性判别效应分析表明,γ变形菌纲和芽孢杆菌纲（Bacilli）等为高浓度组的指示细菌类群。本论文对黄河入海口区域微生物驱动的氮循环过程及其影响因素进行了研究。结果表明,氨氧化古菌是黄河入海口主要的氨氧化微生物类群,且氨氧化微生物的丰度及群落组成在水体和沉积物两个生境中存在差异;反硝化是黄河入海口湿地主要的硝酸盐还原过程,硝酸盐含量是影响硝酸盐还原过程的关键因素;硝酸盐浓度变化可影响微生物驱动的硝酸盐还原速率及细菌丰度、群落组成。研究结果可以深化对黄河入海口微生物驱动的氮元素生物地球化学循环的认识,还可为河口生态保护、氮素污染承载与控制提供重要科学依据。
王腾[6]（2019）在《二氧化碳加氢制烃类催化剂的研究》文中提出本论文进行CO2加氢铁基催化剂的初步探索,同时设计加氢产品的收集、分析以及物料衡算的方法。Fe/Mn催化剂的制备采用机械混合法,助剂钾的引入采用浸渍法。在反应压力3MPa、反应温度300℃、H2/CO2摩尔比为3的条件下,在固定床中评价了CO2的加氢性能,结果表明:Fe/Mn金属配比为17/12时,CO2加氢综合效果最好;反应分别评价了不同铁、锰、钾的负载量对于CO2加氢反应的影响,实验表明:铁、锰和钾最佳负载量分别为17wt.%、12wt.%和8wt.%。对比催化剂的制备方法对于CO2加氢反应的影响。结果表明:共沉淀法制备的Fe（NO）3和Fe Cl3两组催化剂,虽然比表面积较大以及活性组分分散程度较好,但相比机械混合法制备的Fe2O3和Fe3O4两组催化剂,加氢反应结果并不理想。结合XRF元素定量分析,共沉淀法制备催化剂时,通过去离子水洗涤沉淀物的操作难以定量控制钾离子引入的量,因此催化剂中过低的钾含量可能是导致CO2加氢反应难以生成长碳链产物的主要原因。对比前驱体对于催化剂CO2加氢反应的影响。实验发现:以Fe3O4为前驱体的催化剂加氢效果要明显优于Fe2O3为前驱体的催化剂。结合XRD、TPR表征分析,这可能是由于Fe2O3在催化剂表面出现团聚现象,活性铁物相没能有效分散以及催化剂还原温度较高引起的;另外,在催化剂预还原过程中,相同条件下,Fe3O4的还原程度更高,能够为反应提供更多的活性中心。因此,在以Fe3O4为前驱体的催化剂更适合用于CO2加氢制备高碳数烃类的反应。考察分子筛对于加氢反应产物分布的影响。研究发现:分层装填HZSM-5分子筛后,小分子烯烃发生明显的聚合,长碳链烃类选择性增加,C9+烃类占比显着提高,分子筛对于合成长碳链加氢产物作用效果明显;不同温度对反应的影响,结果表明:未分层装填分子筛时,催化剂的最佳反应温度在300℃,分层装填分子筛后,催化剂的最佳反应温度达到320℃,此时CO2转化率最大同时对应的液相产物收率最高,且液相产物碳链主要集中在C5-C11范围内,这属于汽油馏分。
吴悦媛[7]（2019）在《南大洋净初级生产力的时空演变及其影响因素研究》文中研究表明自工业革命以来,全球气候变化导致了海洋产生严重的酸化现象,给海洋生态系统带来重大的影响。海洋生态系统作为全球最大的生态系统,在全球气候控制和调节上具有至关重要的地位。净初级生产力是海洋生态系统与功能结构最基础的参数,可以有效地评估海洋生态系统的状态,真实地反映海洋的生产力状况。南大洋是环绕南极大陆的大洋,将世界上最大的三个大洋,印度洋、大西洋和太平洋连接在一起。作为全球大洋中重要的碳汇区,南大洋吸收了大气中近一半由人为排放的CO2。而气候变化显着改变了南大洋的海洋水文要素,影响着南大洋对大气CO2的吸收。因此分析南大洋净初级生产力的时空变化以及对气候因子的响应机制,在气候变化和全球碳循环的研究中具有重要的意义。本文以南大洋为研究对象,基于2003～2016年的VGPM-NPP数据、海表面温度、海冰密集度和太阳净辐射通量数据以及评估南半球最主要的气候模态南半球环状模态的SAM指数,利用简单因子统计分析、线性趋势分析法和简单相关分析探究了南大洋NPP和各个因子的空间分布特征、季节变化规律和近期变化趋势,以及揭示了各个因子对NPP的影响机制。研究结果表明:1.南大洋海表面温度具有纬向地带性,纬度越高温度越低,范围为-1.79 ℃～6.22 ℃。2003～2016年,南大洋年平均海表面温度没有显着的变化趋势,最大值出现在2003年（-0.14 ℃）,最小值出现在2015年（-0.27 ℃）。南大洋海冰密集度存在着纬向地带性和区域变异性,大体上随着纬度的升高,海冰密集度也增加,但南极大陆周围的一些区域存在冰间湖,使得这些区域海冰密集度呈现较低的水平。2003～2016年南大洋海冰覆盖面积具有显着上升的趋势（6.87×104km2·a-1,p<0.05）,2004年具有最小值（9.23×106 km2）,2014年具有最大值（1.09×107 km2）。从变化趋势的空间分布上看,环南极大陆大部分海域的海表面温度显着下降,海冰密集度显着上升,别林斯高晋海、阿蒙森海和罗斯海部分海域、极锋区海域海表面温度显着上升,海冰密集度显着下降。2.南大洋NPP呈现出大型冰架（如罗斯冰架、埃默里冰架等）前缘海域和低纬度岛屿高,开阔大洋、威德尔海及南极大陆边缘海域低的空间分布特征,NPP范围为64.0～2.26×105mg C ·m-2·a-1,平均每年NPP的总量为1.261Gt C,印度洋扇区（0.568Gt C）>大西洋扇区（0.431Gt C）>太平洋扇区（0.262Gt C）。3.2003～2016年中,南大洋年总NPP的最小值出现在2008年（1.115Gt C）,最大值出现在2010年（1.439Gt C）,只在印度洋扇区呈现显着增加的趋势。从空间分布上看,印度洋扇区、大西洋扇区的东部、威德尔海的东北部和太平洋扇区的部分海域显着上升,太平洋扇区的大部分海域、大西洋扇区的部分海域及印度洋扇区的埃默里冰架附近显着下降。4.月际尺度上,太阳净辐射通量、海表面温度、海冰密集度和NPP均呈现抛物线分布,具有明显的季节变化规律。春夏季太阳净辐射通量、海表面温度和NPP高,海冰密集度低,秋冬季太阳净辐射通量、海表面温度和NPP低,海冰密集度高。5.通过太阳净辐射通量、海表面温度、海冰密集度和SAM指数对南大洋NPP影响分析得到:①从空间分布上看,NPP的分布与海表面温度的分布具有显着的强正相关关系（R=0.756,p<0.01）,而与海冰密集度的分布具有显着的强负相关关系（R=-0.626,p<0.01）。②NPP的季节变化与NSRF季节变化之间存在着极强的正相关关系（R=0.951,p<0.01）。1～6月限制南大洋NPP的主要因素为光照,7～12月的因素主要为海冰的覆盖。③靠近南极大陆的海域,海表面温度的升高、海冰密集度的下降会导致NPP的上升,60°S附近海域,海表面温度的升高、海冰密集度的下降会则导致NPP的下降。④SAM处于正相位时,加深了极锋区的混合层深度,导致此处NPP下降,加强了印度洋扇区60°S左右海域上升流强度,增加了海表水中铁的含量,导致此处NPP上升。⑤2007年和2008年大西洋扇区和太平洋扇区北边缘SST的负距平导致了南大洋生产力的下降;.2010年SAM的负相位使阿蒙森海-别林斯高晋海海域的SIC出现的负异常和南大洋大西洋扇区北边缘SST的正距平导致该年的NPP在研究时期内具有最大值。
刘忠辉[8]（2019）在《海平面上升对珠江河口盐水入侵和物质输运影响的数值研究》文中认为位于珠江三角洲的粤港澳大湾区是全球第四大湾区,在中国经济发展中占有非常重要的地位。受全球气候变化影响,珠江河口环境正面临海平面上升带来的严峻挑战。开展珠江河口盐水入侵和物质输运对海平面上升响应的研究,对保证粤港澳大湾区能在气候变化背景下持续健康发展具有重要的现实意义。本文建立了基于EFDC（Environmental Fluid Dynamic Code）模型的珠江河口河网—河口—近海一体化的三维水动力数值模型,并利用该模型模拟珠江河口盐水入侵和物质输运过程对不同海平面上升幅度的响应。本文的特色和创新主要有:1)模型网格细致刻画了珠江河网区域并同时延伸到了陆架邻近海域;2)将海平面上升对盐水入侵的影响进行量化与规律统计分析;3)采用保守性示踪物量化分析海平面上升对物质输运的影响。由于大湾区中心城市主要位于东四口门和伶仃洋周边地区,故本文重点分析东四口门和伶仃洋区域。本文以2007年为基准,模拟了珠江河口的盐水入侵和物质输运过程对海平面上升幅度分别为30、50、100和150 cm的不同响应。结果表明海平面上升对珠江河口的盐水入侵有显着的强化作用。当海平面上升100 cm时,珠江河口东四口门的盐水入侵长度最大将增加21.371 km。研究还发现海平面上升幅度与各支流枯季的盐水入侵长度之间有较好的线性回归关系,这可为未来建设自来水厂等工程的选址提供依据。在洪季时,海平面上升会使珠江河口陆源物质输运受阻,伶仃洋区域是水龄增长最显着的区域;而在枯季会同时出现由于海平面上升引起水龄增大或减小的区域。但海平面上升幅度越大,水龄的变化幅度也越大。此外,研究还发现海平面上升会增强珠江河口的水体层化。本文还验证了“以淡压咸”方案应对海平面上升的有效性。通过研究在海平面上升100 cm的情况下珠江河口枯季盐水入侵对不同的径流量的响应,发现“以淡压咸”方案具有较显着的效果。通过增大径流量,各自来水厂盐度超标的问题有显着改善,当径流量阈值达到3600 m3/s时,河口上游的石溪水厂和沙湾水厂在枯季几乎不出现盐度超标的情况。各支流枯季的盐水入侵长度均随径流量阈值的增大而减小,且发现二者之间存在较好的线性关系。利用该线性回归关系与珠江流域水利工程项目所能负载的径流量阈值相结合,可以为未来建设自来水厂等工程提供选址依据。
官庆松[9]（2019）在《红树林沉积物中铁还原耦合厌氧氨氧化导致的氮流失研究》文中认为红树林生长在热带和亚热带的海岸线或河口潮间区域,是陆地向海洋过渡的特殊生态系统,拥有巨大的生物量,是河口区域重要的初级生产力。红树林不仅可以抵御潮汐风暴、防堤护岸,还可以吸纳、截留、去除水体中的营养盐及重金属。随着全球气候变化,人类越来越关心环境问题,过去数十年,特别是工业氮肥的使用,使水体富营养化在全球范围内爆发,氮的迁移转化成为研究热点。作为陆源物质入海的过渡带,红树林对缓解氮污染扮演着重要角色。红树林生态系统有其特殊的属性:高含量的有机碳（TOC）、高盐度、受潮汐规律性水淹在有氧-缺氧之间循环转变。因此,红树林沉积物中元素的生物地球化学循环比较活跃,是研究生物圈氮循环的理想系统。通过对九龙江河口红树林自然保护区野外采样,室内厌氧分析,沉积物泥浆法结合15N同位素示踪技术、乙炔抑制技术对红树林沉积物中的3种氮流失过程进行了定量分析:反硝化过程、厌氧氨氧化过程、铁的还原耦合厌氧氨氧化过程（Feammox,anaerobic ammonium oxidation coupled with iron reduction）,并重点研究了 Feammox对氮流失的贡献率。在确定Feammox的基础上,进一步研究了介导Feammox的机制:以石墨烯作为导电体进行直接电子传递。主要结果如下:（1）上覆水及沉积物的理化性质。上覆水（高潮时沉积物上部表层水样）的盐度为15%。左右,冬夏无显着差异;由于河流淡水对海水的稀释作用,上覆水的pH为7.53,略低于海水。上覆水氧化还原电位（Eh）较低,冬季为282.3 mv,显着高于夏季（212.9mv）。由于TOC的分解好氧和潮汐作用,沉积物的Eh低于上覆水,表现为中度还原环境,有利于Fe（Ⅲ）的还原和Feammox反应,导致红树林沉积物中Fe（Ⅱ）成为红树林沉积物中主要的盐酸可萃取性铁形态,分别占总盐酸可萃取性铁的94%（光滩）和86%（红树林滩）。由于光滩淹水时间高于红树林滩,导致红树滩中Fe（Ⅲ）的浓度(1.04（±0.10）g Fe kg-1显着（p<0.0.1）高于光滩（0.57（±0.02）gF6 kg-1）。冬季,光滩的pH为7.70（±0.01）,略高于红树林滩（7.49（±0.01））,夏季受有机质厌氧分解的影响,红树林滩的pH为6.39,呈弱酸性。光滩的含水量大于红树林滩,容重略小于红树林滩。红树植物具有发达的根系,沉积物中积累了大量毛细死根,是红树林滩TOC（2.16%（±0.13））显着高于光滩（1.37%（±0.21））的重要原因之一。由于沉积物中高速率的反硝化作用,氨氮（NH4+）成为沉积物中可交换态无机氮的主要形式,占比高达98%。（2）反硝化实验培养过程中29N2和30N2的产量呈线性增长,表明红树林沉积物中同时存在反硝化和厌氧氨氧化过程。受TOC的影响,TOC含量较高的红树林滩反硝化速率（3.50（±0.10）mg N kg-1 d-1）显着高于光滩的反硝化速率（3.16（±0.07）mg N kg-1 d-1）。光滩的厌氧氨氧化速率（1.65（±0.09）mg N kg-1 d-1）显着高于红树林滩的厌氧氨氧化速率（1.44 mg（±0.04）N kg-1 d-1）。反硝化速率显着高于厌氧氨氧化速率,是红树林沉积物中氮流失的主要途径,但厌氧氨氧化作用也是氮流失的重要途径不可忽视,对光滩和红树林滩氮流失的贡献率分别为29%和34%。在湿地生态系统中,红树林系统的厌氧氨氧化对氮流失贡献率处于较高水平。（3）利用氮同位素示踪技术结合乙炔抑制法,证明了红树林沉积物的Feammox特征。红树林滩的Feammox速率（0.48（±0.03）mgN kg-1 d-1）显着高于光滩（0.38（±0.02））;Feammox导致的氮流失占TN流失量（TN流失=反硝化速率+厌氧氨氧化速率+Feammox速率）的6.4%（红树林滩）和6.7%（光滩）。总体上,湿地系统中Feammox导致的氮流失量高于陆地生态系统。添加微生物可还原Fe（Ⅲ）（FeCl3溶液）,可以显着提高（p<0.01）Feammox速率。红树林滩和光滩 Fe（Ⅲ）的还原速率分别为 0.39（± 0.08）g Fe kg-1 d-1 和 0.32（±0.08）g Fe kg-1 d-1,无显着性差异。与其他研究结果不同的是,本研究中乙炔不能显着抑制Fe（Ⅲ）的还原（p>0.05）。Fe（Ⅲ）的添加使红树林滩和光滩Fe（Ⅲ）的还原速率分别提高了 18%和25%。Fe（Ⅲ）的还原只有少部分耦合Feammox反应,分别为1.43-2.86%（光滩）和1.48-2.96%（红树林滩）,而大部分Fe（Ⅲ）的还原参与到有机质的厌氧氧化过程。对九龙江河口红树林自然保护区内红树林滩Feammox导致的氮流失量进行估算,结果表明,Feammox导致的氮流失量约为12.33 t N a-1,占九龙江河口每年总无机氮输入量的0.04%。总之,Feammox是红树林沉积物中重要的氮流失途径之一,也为深入理解红树林生态系统氮循环提供了新的视野。（4）利用氮同位素示踪技术,将石墨烯和9,10-蒽醌-2-磺酸盐（AQS）进行对比,研究了石墨烯以直接电子转移方式介导Feammox的特征与机制。结果表明,石墨烯可以作为导电物质,以直接电子转移方式促进Feammox反应,Feammox速率在添加石墨烯和AQS后分别提高了 31%和56%。石墨烯和AQS使Fe（Ⅲ）的还原速率分别增加了 43%和72%。石墨烯与AQS两者介导Feammox机制不同,AQS是电子穿梭体的氧化还原介导,通过氧化态和还原态的转换,不断的接受和给出电子促进Feammox;石墨烯作为导电材料,以导电桥的形式将电子传递给Fe（Ⅲ）受体,属于直接电子转移,不存在氧化还原态的转换。
林明月[10]（2017）在《海岸带水体铁形态电分析方法研究》文中指出铁是海洋生态体系中有机生物体所必需的微量元素。海水中的痕量铁是限制海洋初级生产力的关键因素,其形态和有效性与海洋浮游动植物的吸收有密切关系,因此铁在海洋地球化学循环中起着重要作用。及时、快速、准确地进行海水中铁的形态分析是目前海洋环境科学中的难点和热点。目前,国际上已发展了多种检测海水中痕量铁的方法,例如原子吸收光谱法、电感耦合等离子体质谱法、分光光度法等。但这些方法大都存在仪器设备昂贵、操作复杂、分析测试及维护费用高等缺点,无法进行现场检测,且无法进行形态分析。电化学方法具有操作简单、测试费用低、携带方便、灵敏度高、可现场分析等优点,在痕量铁的检测和铁形态分析方面占有越来越重要的地位。电极材料是电化学传感器的核心部件,直接决定分析检测性能。本文基于不同的电极材料,发展了一系列用于痕量铁和铁形态分析的电化学方法,并对Fe3+/2+和Fe（Ⅱ）-2,2’-联吡啶络合物的电极反应机理进行了系统理论探究。主要内容包括以下七个方面:1.还原氧化石墨烯/亚甲基蓝/纳米金复合材料修饰玻碳电极用于Fe（Ⅲ）的检测。基于还原氧化石墨烯和亚甲基蓝作为基底材料,原位、自催化合成了还原氧化石墨烯/亚甲基蓝/纳米金复合材料。该新型纳米复合材料修饰电极对Fe（Ⅲ）有很好的响应,电极反应受吸附控制且是准可逆反应,线性范围为0.3100μM,检出限为15 n M,已成功应用于实际海水和河水中溶解态总铁的检测。2.纳米碳化钛/全氟磺酸修饰玻碳电极用于Fe（Ⅲ）的检测。纳米碳化钛具有优异的电化学性能和催化性能,能够加快电子传递速率。全氟磺酸作为一种阳离子交换膜,不仅能够快速在电极表面成膜,而且可以为Fe（Ⅲ）的吸附提供位点。基于纳米碳化钛和全氟磺酸的协同作用,以及H2O2的催化氧化作用,该方法对Fe（Ⅲ）有很好的检测灵敏度。方法线性范围为0.0770μM,检出限为7.2n M,已成功应用于实际海水和河水中溶解态总铁的测定。3.锡铋合金电极吸附阴极溶出伏安法灵敏检测Fe（Ⅲ）。新型锡铋合金电极环境友好,与汞电极电化学性能相似且优于铋膜修饰电极,是一种极具潜力的电极材料。实验以锡铋合金电极作为工作电极,引入Fe（Ⅲ）的络合剂1-（2-吡啶偶氮）-2-萘酚（PAN）提高检测的选择性和灵敏度。在-0.3 V富集电位,60 s富集时间下,此方法的线性范围为1900 n M,检出限为0.2 n M。此外,该方法具有很好的抗干扰能力,已成功应用于实际近岸海水和河水中溶解态总铁的检测。4.纳米碳化钛-全氟磺酸/铂纳米花修饰玻碳电极用于Fe（Ⅱ）的检测。实验以立方体结构的纳米碳化钛作为电沉积三维立体铂纳米花的基底。全氟磺酸的存在有助于将纳米碳化钛固定在电极表面,并能降低铂纳米花在电沉积过程中的成核速率,使花形更饱满,活性位点更多。基于纳米碳化钛和全氟磺酸的协同作用,结合铂纳米花的催化作用,该体系对Fe（Ⅱ）-2,2’-联吡啶络合物的氧化电流具有很好的响应,且该反应是一个可逆过程。方法采用吸附阳极溶出伏安法,在-0.1 V富集电位,60 s富集时间下,该方法的线性范围为1 n M6μM,最低能够检测到的Fe（Ⅱ）为0.1 n M,该方法已成功应用于实际近岸海水和河水样品中Fe（Ⅱ）的检测。5.Fe3+/2+的电极反应过程研究。实验运用常规直流电（DC）循环伏安法对Fe3+/2+在不同电解质中（盐酸、双（三氟甲烷磺酰基）酰亚胺、高氯酸、硅钨酸）和不同电极上（玻碳电极、硼掺杂金刚石电极）的电极反应过程进行了系统地理论探究。实验结果表明,扩散系数D与电解质溶液阴离子半径呈反比。在硼掺杂金刚石电极上的电极反应速率k0小于在玻碳电极上的k0,且k0受电解质溶液离子配对的影响。根据可逆电位的比较,双（三氟甲烷磺酰基）酰亚胺被认为是比通常使用的高氯酸更为适用于得出可信k0的电解质溶液。超灵敏大振幅傅里叶变换交流电伏安法（FTACV）受背景电流影响很小,被用来研究Fe3+/2+在双（三氟甲烷磺酰基）酰亚胺和硅钨酸中和在玻碳电极上的电极反应过程,以及硼掺杂金刚石电极表面的结构异质性对Fe3+/2+在硅钨酸中的电极反应动力学的影响。6.Fe（Ⅱ）-2,2’-联吡啶络合物的电子转移反应研究。实验运用常规直流电（DC）循环伏安法和超灵敏大振幅傅里叶变换交流电伏安法（FTACV）对2,2’-联吡啶（Bp）与二价铁形成的Fe（Ⅱ）-Bp络合物在不同电极（玻碳电极、硼掺杂金刚石电极、铂电极、金电极）上的电极反应动力学进行了系统的探究。实验结果表明,Fe（Ⅱ）-Bp在不同电极上均为单电子转移过程,且受扩散控制。Fe（Ⅱ）-Bp在电极表面遵循的是外层传质过程,电极反应速率较快,与玻碳电极和金属电极相比,硼掺杂金刚石电极上获得的k0最低,这可能与电极的电子态密度有关。此外,实验还给出了2,2’-联吡啶可以用于在含有二价铁和三价铁的溶液中检测二价铁的电化学依据。7.近岸海水中不同形态铁的检测分析研究。实验基于催化吸附阴极溶出伏安法以及不同的预处理方法,采用2,3-二羟基萘作为三价铁络合剂,在采样过程中加入二价铁的特异性络合剂2,2’-联吡啶掩蔽活性二价铁,并在测试过程中加入催化剂KBr O3以大幅度提高检测灵敏度,实现了烟台近岸海水中总活性铁、活性三价铁、活性二价铁、溶解态总铁以及有机络合态铁五种形态铁的检测。该方法已成功用于烟台近岸海水连续5天（每隔一天采一次样）的检测。此外,实验对2017年2月和3月烟台四十里湾溶解态总铁的浓度及其形态分布进行了研究。
二、增加海水铁含量 无助缓解温室效应（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、增加海水铁含量 无助缓解温室效应（论文提纲范文）
（1）亚热带北部湾红树林生态系统中氮循环的宏基因组学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩写及符号说明 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 红树林生态系统 |
| 1.1.1 红树林生态系统的经济和生态价值 |
| 1.1.2 红树林生态系统的微生物资源 |
| 1.1.3 山口红树林生态系统 |
| 1.2 氮循环 |
| 1.2.1 八大氮代谢途径 |
| 1.2.2 氮污染 |
| 1.3 互花米草的入侵对红树林生态系统的影响 |
| 1.4 土壤宏基因组学技术 |
| 1.4.1 实验设计、样本收集、DNA的提取和建库测序 |
| 1.4.2 基于组装和基于reads分析 |
| 1.4.3 分箱获得新的组装基因组(MAGs) |
| 1.5 红树林中氮循环的研究现状 |
| 1.5.1 氮的流入 |
| 1.5.2 氮的流出 |
| 1.5.3 研究的不足 |
| 1.6 本研究的主要内容、目的和意义 |
| 第二章 不同季节红树林中氮循环的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验流程 |
| 2.2.2 主要仪器、试剂盒及试剂 |
| 2.2.3 采样 |
| 2.2.4 理化性质的测定 |
| 2.2.5 DNA的提取和测序 |
| 2.2.6 质控和组装 |
| 2.2.7 基因预测、物种注释和功能分配 |
| 2.2.8 荧光定量PCR |
| 2.2.9 统计学分析 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 样品理化性质 |
| 2.3.2 荧光定量PCR结果 |
| 2.3.3 红树林沉积物中的氮基因分布与丰度 |
| 2.3.4 物种分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 红树林生态系统中氮循环基因的分布 |
| 2.4.2 参与红树林沉积物中氮循环的微生物 |
| 2.4.3 红树林生态系统中主要的环境因子与氮循环的相关性 |
| 2.4.4 红树林生态系统通过硝酸盐还原来缓解氮污染 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 不同深度及互花米草的入侵对红树林硝酸盐还原能力的影响的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验流程 |
| 3.2.2 主要仪器、试剂盒和试剂 |
| 3.2.3 采样 |
| 3.2.4 理化性质的测定 |
| 3.2.5 DNA的提取和测序 |
| 3.2.6 质控和组装 |
| 3.2.7 基因预测、物种注释和功能分配 |
| 3.2.8 分箱(基因组构建)及分析 |
| 3.2.9 荧光定量PCR |
| 3.2.10 统计学分析 |
| 3.3 实验结果、分析和讨论 |
| 3.3.1 理化性质及q PCR |
| 3.3.2 红树林生态系统中硝酸盐还原的总体模式 |
| 3.3.3 互花米草的入侵和深度对硝酸盐还原的影响 |
| 3.3.4 微生物对硝酸盐还原的贡献分析 |
| 3.3.5 硝酸盐还原和硫氧化之间的偶联 |
| 3.3.6 新的硝酸盐还原基因组 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 4.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间已发表的论文 |
（2）二氧化碳浓度升高对海带营养代谢产物的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.引言 |
| 1.1 大气CO_2浓度升高 |
| 1.2 大型藻类的生物学意义 |
| 1.3 大型藻类营养成分研究 |
| 1.4 海水酸化对大型藻类的影响 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 实验材料与中试实验设计 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 仪器设备 |
| 2.1.3 实验地点 |
| 2.1.4 实验方法 |
| 2.2 指标测定 |
| 2.2.1 生长测定 |
| 2.2.2 总有机碳、氮及硝酸盐测定 |
| 2.2.3 蛋白质，氨基酸含量及氨基酸组成分析 |
| 2.2.4 脂质和脂肪酸图谱分析 |
| 2.2.5 元素组成分析 |
| 2.2.6 可溶性碳水化合物分析 |
| 2.2.7 酶活性分析 |
| 2.3 数据处理 |
| 3.结果 |
| 3.1 海水酸化对海带生长的影响 |
| 3.2 海水酸化对海带碳氮含量的影响 |
| 3.3 海水酸化对海带蛋白及氨基酸含量的影响 |
| 3.4 海水酸化对海带碳水化合物含量的影响 |
| 3.5 海水酸化对脂质和脂肪酸含量的影响 |
| 3.6 海水酸化对海带多糖、氨基酸及多不饱和脂肪酸含量的影响 |
| 3.7 海水酸化对海带无机元素含量变化的影响 |
| 3.8 海水酸化对海带碳氮代谢途径中关键酶活的影响 |
| 4.讨论 |
| 4.1 长期酸化对碳代谢的影响 |
| 4.2 能量代谢增加 |
| 4.3 海水酸化对N同化的影响 |
| 4.4 海水酸化对沿海生态系统和食物网的潜在影响 |
| 5.结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）凹凸棒石负载镍催化重整甲烷性能及机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 甲烷制合成气研究 |
| 1.2.1 甲烷蒸汽重整 |
| 1.2.2 甲烷部分氧化 |
| 1.2.3 甲烷催化重整 |
| 1.3 甲烷二氧化碳重整研究进展 |
| 1.4 甲烷二氧化碳重整催化剂研究 |
| 1.4.1 活性组分研究 |
| 1.4.2 助剂研究 |
| 1.4.3 载体研究 |
| 1.5 热力学 |
| 1.6 甲烷二氧化碳重整机理 |
| 1.7 本文的选题依据和内容 |
| 1.7.1 研究背景 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 论文创新点 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验药品及器材 |
| 2.2 催化剂的制备、表征及活性评价 |
| 2.2.1 催化剂制备 |
| 2.2.2 催化剂表征 |
| 2.2.3 催化剂活性评价 |
| 2.3 实验数据的处理 |
| 第三章 沉积型凹凸石载体催化性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 催化剂制备 |
| 3.2.2 催化剂活性评价 |
| 3.3 镍负载量对催化剂性能的影响 |
| 3.3.1 催化剂性能研究 |
| 3.3.2 温度对催化剂影响 |
| 3.3.3 进气比对催化剂影响 |
| 3.4 Ni_x/Al_8/SPal催化剂表征结果 |
| 3.4.1 XRD |
| 3.4.2 H_2-TPR |
| 3.4.3 拉曼光谱分析 |
| 3.5 铝负载量对催化剂性能的影响 |
| 3.5.1 催化剂性能研究 |
| 3.5.2 温度对催化剂活性影响 |
| 3.5.3 原料气组成对催化剂活性的影响 |
| 3.5.4 催化剂寿命及稳定性测试 |
| 3.5.5 动力学研究 |
| 3.6 Ni_8/Al_x/SPal催化剂表征结果 |
| 3.6.1 XRD |
| 3.6.2 H_2-TPR |
| 3.6.3 TEM |
| 3.6.4 XPS |
| 3.6.5 拉曼光谱分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 热液型凹凸棒石载体催化剂性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 催化剂制备 |
| 4.2.2 催化剂评价 |
| 4.2.3 催化剂表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 镍负载量的影响 |
| 4.3.2 温度对催化性能的影响 |
| 4.4 反应前后催化剂表征 |
| 4.4.1 XRD |
| 4.4.2 H_2-TPR |
| 4.4.3 TEM |
| 4.4.4 XPS |
| 4.4.5 Raman |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 晶格铁与负载铁的差异性机理探究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 催化剂制备 |
| 5.2.2 催化剂表征 |
| 5.2.3 催化剂评价 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Ni负载量的影响 |
| 5.3.2 Fe负载量的影响 |
| 5.4 催化剂表征结果 |
| 5.4.1 XRD |
| 5.4.2 H_2-TPR |
| 5.4.3 TEM |
| 5.4.4 XPS |
| 5.4.5 拉曼光谱分析 |
| 5.5 结论 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（4）中国东南部红树林CO2和CH4排放通量及其控制因子研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 温室气体与全球变化 |
| 1.1.2 红树林碳库 |
| 1.1.3 红树林对温室效应的作用 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 红树林生态系统碳循环过程 |
| 1.2.2 土壤CO_2产生和排放特征 |
| 1.2.3 土壤CH_4产生和排放特征 |
| 1.3 科学问题、研究内容与意义 |
| 1.3.1 科学问题 |
| 1.3.2 主要研究内容与意义 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 不同潮位和季节红树林湿地CO_2和CH_4排放通量 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域与样地设置 |
| 2.2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 不同潮位和季节红树林土壤CO_2和CH_4排放通量 |
| 2.3.2 土壤理化性质 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 影响红树林土壤CO_2和CH_4排放通量的因素 |
| 2.4.2 不同区域红树林土壤CH_4排放通量的比较 |
| 2.4.3 红树林土壤CH_4排放通量对温室效应的贡献 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 温度对不同类型湿地CO_2和CH_4产生量的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区域与样地设置 |
| 3.2.2 样品采集与分析 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 不同培养温度和植被类型土壤CO_2和CH_4的产生量 |
| 3.3.2 不同植被类型土壤CO_2和CH_4产生量的温度敏感性(Q10) |
| 3.3.3 土壤理化性质 |
| 3.3.4 土壤理化性质与土壤CO_2和CH_4产生量的相关性 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 温度对土壤CO_2和CH_4产生量的影响 |
| 3.4.2 植被类型对土壤CO_2和CH_4产生量的影响 |
| 3.4.3 不确定性分析 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 不足与展望 |
| 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）黄河入海口微生物驱动的氮循环过程及其影响因素的研究（论文提纲范文）
| 缩略词说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 河口及海洋环境微生物及其主要生态功能概述 |
| 1.1.1 河口及海洋环境微生物生态学简述 |
| 1.1.2 河口及海洋环境微生物主要生态功能概述 |
| 1.2 河口及海洋环境微生物驱动的氮循环过程 |
| 1.2.1 固氮过程 |
| 1.2.2 硝化过程 |
| 1.2.3 反硝化过程 |
| 1.2.4 厌氧氨氧化过程 |
| 1.2.5 硝酸盐异化还原成铵过程 |
| 1.3 河口及海洋环境基于~(15)N同位素的氮素迁移研究 |
| 1.4 河口及海洋环境基于测序方法的微生物分子生态学研究 |
| 1.4.1 基于传统测序方法的微生物分子生态学研究 |
| 1.4.2 基于高通量测序方法的微生物分子生态学研究 |
| 1.5 研究区域概况及主要生态问题 |
| 1.5.1 黄河入海口水体与沉积物生态系统 |
| 1.5.2 黄河入海口湿地生态系统 |
| 1.6 本研究的目的及意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 实验所用样品材料 |
| 2.1.2 菌株和质粒 |
| 2.1.3 主要酶及生化试剂 |
| 2.1.4 实验相关引物 |
| 2.2 方法 |
| 2.2.1 采样区域概述及样品采集 |
| 2.2.1.1 黄河入海口水体及沉积物采样点描述及样品采集 |
| 2.2.1.2 黄河入海口湿地及滩涂采样点描述及样品采集 |
| 2.2.1.3 微宇宙实验的设计及样品采集 |
| 2.2.2 样品理化指标测定 |
| 2.2.3 微生物潜在硝酸盐还原速率测定及计算 |
| 2.2.3.1 反硝化及厌氧氨氧化速率测定及计算 |
| 2.2.3.2 硝酸盐异化还原成铵速率测定及计算 |
| 2.2.4 样品核酸提取与检测 |
| 2.2.4.1 湿地及沉积物土壤样品DNA提取与检测 |
| 2.2.4.2 水体样品DNA提取与检测 |
| 2.2.4.3 湿地及沉积物土壤样品RNA提取与检测 |
| 2.2.4.4 水体样品RNA提取与检测 |
| 2.2.5 目的基因的标准质粒模板构建 |
| 2.2.5.1 目的基因的PCR扩增 |
| 2.2.5.2 目的基因PCR产物的回收纯化 |
| 2.2.5.3 目的基因与克隆载体的连接 |
| 2.2.5.4 克隆载体的大肠杆菌感受态细胞转化 |
| 2.2.5.5 阳性克隆的筛选 |
| 2.2.5.6 标准质粒的获得 |
| 2.2.6 荧光定量PCR检测目的基因丰度 |
| 2.2.7 克隆文库的构建 |
| 2.2.8 系统发育树的构建 |
| 2.2.9 高通量测序上机处理 |
| 2.2.10 高通量数据下机分析 |
| 2.2.11 统计学分析及数据可视化 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 黄河入海口水体及沉积物中氨氧化微生物的群落特征及其影响因素研究 |
| 3.1.1 水体及沉积物样品基本理化特征 |
| 3.1.2 氨氧化微生物的丰度 |
| 3.1.3 氨氧化微生物的多样性 |
| 3.1.3.1 氨氧化微生物的α-多样性 |
| 3.1.3.2 氨氧化微生物的β-多样性 |
| 3.1.4 氨氧化微生物的系统进化树 |
| 3.1.4.1 氨氧化古菌amoA基因的系统进化树 |
| 3.1.4.2 氨氧化细菌amoA基因的系统进化树 |
| 3.1.5 氨氧化微生物的群落聚类 |
| 3.1.6 氨氧化微生物与理化参数的相关性 |
| 3.1.6.1 氨氧化微生物丰度、多样性及优势物种与理化参数的相关性 |
| 3.1.6.2 氨氧化微生物群落结构与理化参数的相关性 |
| 3.2 黄河入海口湿地微生物驱动的硝酸盐还原过程及其影响因素研究 |
| 3.2.1 湿地土壤基本理化特征 |
| 3.2.2 微生物驱动的硝酸盐还原速率分布特征 |
| 3.2.3 微生物驱动的硝酸盐还原速率与理化参数的相关性 |
| 3.2.4 细菌16S rRNA基因及硝酸盐还原功能基因的丰度 |
| 3.2.5 硝酸盐还原功能基因丰度与其对应速率的线性拟合 |
| 3.2.6 细菌16S rRNA基因及硝酸盐还原功能基因的丰度与理化参数的相关性 |
| 3.3 硝酸盐处理对微生物驱动的硝酸盐还原速率及细菌群落分布特征的影响研究 |
| 3.3.1 硝酸盐处理样品中微生物驱动的硝酸盐还原速率 |
| 3.3.2 硝酸盐处理样品中细菌16S rRNA基因及功能基因的丰度 |
| 3.3.3 硝酸盐处理样品的硝酸盐还原功能基因丰度与其对应速率的线性拟合 |
| 3.3.4 硝酸盐处理样品的高通量测序及稀释曲线 |
| 3.3.5 硝酸盐处理样品中细菌群落多样性 |
| 3.3.5.1 硝酸盐处理样品中细菌群落的α-多样性 |
| 3.3.5.2 硝酸盐处理样品中细菌群落的β-多样性 |
| 3.3.6 硝酸盐处理样品中的优势细菌类群 |
| 3.3.7 硝酸盐处理与细菌群落的多元回归树分析 |
| 3.3.8 不同硝酸盐处理组细菌群落的网络共存关系 |
| 3.3.9 不同硝酸盐处理组中细菌指示类群 |
| 4 讨论 |
| 4.1 黄河入海口氨氧化古菌是优势的氨氧化微生物类群 |
| 4.2 黄河入海口氨氧化微生物存在生境分布差异 |
| 4.3 黄河入海口氨氧化微生物分布特征受碳含量影响 |
| 4.4 黄河入海口反硝化过程是主要的硝酸盐还原过程 |
| 4.5 黄河入海口硝酸盐还原过程的速率和丰度受多种环境因子共同影响 |
| 4.6 硝酸盐是影响微生物驱动的硝酸盐还原速率的关键因子 |
| 4.7 硝酸盐浓度影响细菌的群落组成 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的论文及成果 |
| 致谢 |
（6）二氧化碳加氢制烃类催化剂的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 研究背景 |
| 1.2.1 二氧化碳加氢合成一氧化碳反应 |
| 1.2.2 二氧化碳加氢合成甲醇反应 |
| 1.2.3 二氧化碳加氢合成甲烷反应 |
| 1.3 研究进展 |
| 1.3.1 二氧化碳加氢铁基催化剂及其助剂的研究 |
| 1.3.2 二氧化碳加氢催化剂载体的研究 |
| 1.3.3 二氧化碳加氢反应的机理假设 |
| 1.4 论文研究目标及内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验原料及设备 |
| 2.2 催化剂制备方法 |
| 2.3 催化剂表征 |
| 2.3.1 粉末X射线衍射(XRD) |
| 2.3.2 比表面积及孔结构测试(N_2物理吸附) |
| 2.3.3 氢气程序升温还原(H_2-TPR) |
| 2.3.4 X射线光电子能谱仪(XPS)分析 |
| 2.3.5 FI-IR透射红外光谱分析 |
| 2.4 催化剂反应性能评价 |
| 2.4.1 二氧化碳加氢反应评价装置 |
| 2.4.2 二氧化碳加氢实验方法 |
| 2.4.3 加氢产物分析方法 |
| 2.4.4 物料衡算方法 |
| 第三章 制备工艺对催化剂性能的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 不同金属配比的影响 |
| 3.2.1 N_2 物理吸附表征分析 |
| 3.2.2 XRD表征分析 |
| 3.2.3 不同金属配比的铁基催化剂的加氢性能 |
| 3.3 铁含量的影响 |
| 3.3.1 N_2 物理吸附表征分析 |
| 3.3.2 XRD表征分析 |
| 3.3.3 H_2-TPR表征分析 |
| 3.3.4 不同铁含量的催化剂的加氢性能 |
| 3.4 锰含量的影响 |
| 3.4.1 N_2 物理吸附表征分析 |
| 3.4.2 XRD表征分析 |
| 3.4.3 不同锰含量的催化剂的加氢性能 |
| 3.5 钾含量的影响 |
| 3.5.1 N_2 物理吸附表征分析 |
| 3.5.2 XRD表征分析 |
| 3.5.3 不同钾含量的催化剂的加氢性能 |
| 3.6 X射线光电子能谱 |
| 3.7 FI-IR透射红外研究 |
| 3.8 小结 |
| 第四章 铁基催化剂制备方法对比研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 催化剂制备不同方法 |
| 4.2.1 共沉淀法制备铁基催化剂 |
| 4.2.2 机械混合法制备铁基催化剂 |
| 4.3 催化剂结构表征 |
| 4.3.1 N_2 物理吸附表征分析 |
| 4.3.2 XRD表征分析 |
| 4.3.3 H_2-TPR表征分析 |
| 4.4 催化剂加氢反应活性 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 齐聚制备长碳链烃类研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 分层装填分子筛前温度的影响 |
| 5.3 分层装填分子筛后温度的影响 |
| 5.4 分子筛对于二氧化碳加氢反应的影响 |
| 5.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
（7）南大洋净初级生产力的时空演变及其影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外研究现状 |
| 1.2.2 国内研究现状 |
| 1.3 研究内容及章节安排 |
| 第2章 数据的选取及处理分析方法 |
| 2.1 数据的选取及来源 |
| 2.1.1 净初级生产力数据 |
| 2.1.2 海温、海冰和太阳净辐射通量数据 |
| 2.1.3 南半球环状模数据 |
| 2.1.4 南大洋边界数据 |
| 2.2 数据分析方法 |
| 2.2.1 线性趋势分析法 |
| 2.2.2 简单相关分析 |
| 第3章 南大洋NPP的时空分布特征 |
| 3.1 南大洋NPP的空间分布特征 |
| 3.2 南大洋NPP的季节变化规律 |
| 3.3 南大洋NPP的近期变化趋势 |
| 第4章 各影响因子的时空分布特征 |
| 4.1 海温 |
| 4.1.1 空间分布与季节变化情况 |
| 4.1.2 近期变化趋势 |
| 4.2 海冰 |
| 4.2.1 空间分布与季节变化情况 |
| 4.2.2 近期变化趋势 |
| 4.3 太阳净辐射通量的季节变化规律 |
| 4.4 南半球环状模的近期变化情况 |
| 第5章 南大洋NPP的影响因素分析 |
| 5.1 NPP的空间分布与影响因子分析 |
| 5.2 NPP的季节变化与影响因子分析 |
| 5.3 NPP的近期变化与影响因子分析 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录:攻读硕士研究生期间主要工作和成果 |
（8）海平面上升对珠江河口盐水入侵和物质输运影响的数值研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究的背景和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国外研究情况 |
| 1.2.2 珠江河口研究情况 |
| 1.2.3 国内其它河口研究情况 |
| 1.3 珠江河口区域概况 |
| 1.4 论文的创新点 |
| 1.5 本文研究内容及研究路线 |
| 1.5.1 研究内容及论文结构 |
| 1.5.2 研究技术路线图 |
| 第二章 珠江河口三维水动力数值模型 |
| 2.1 EFDC模型 |
| 2.1.1 模型特点 |
| 2.1.2 控制方程组 |
| 2.2 珠江河口水动力模型的建立及参数设置 |
| 2.2.1 模型网格 |
| 2.2.2 参数设置 |
| 2.3 模型的率定和验证 |
| 2.3.1 水位验证 |
| 2.3.2 潮流验证 |
| 2.3.3 盐度验证 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 海平面上升对盐水入侵的影响 |
| 3.1 盐度变化 |
| 3.2 盐水入侵长度变化 |
| 3.3 线性回归关系 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 海平面上升对物质输运过程的影响 |
| 4.1 水龄的计算方法 |
| 4.2 当前表层污染物输运情况 |
| 4.2.1 模拟结果及分析 |
| 4.2.2 治理建议 |
| 4.3 物质输运对海平面上升的响应 |
| 4.3.1 水龄变化 |
| 4.3.2 东四口门输出物质对西四口门的影响 |
| 4.4 水体层化对海平面上升的响应 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 “以淡压咸”应对海平面上升 |
| 5.1 模拟条件设置 |
| 5.2 盐水入侵的响应 |
| 5.2.1 盐度变化 |
| 5.2.2 纵剖面盐度分布变化 |
| 5.2.3 盐水入侵长度变化 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 主要结论 |
| 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）红树林沉积物中铁还原耦合厌氧氨氧化导致的氮流失研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 2 国内外研究综述 |
| 2.1 红树林 |
| 2.1.1 概述 |
| 2.1.2 我国红树林概况 |
| 2.1.3 红树林生态系统的特性 |
| 2.2 红树林面临的环境问题与对策 |
| 2.2.1 控制水体污染,防止过度开发 |
| 2.2.2 限制外来物种,增加生物多样性 |
| 2.2.3 健全法律法规,注重公众参与 |
| 2.3 氮循环 |
| 2.3.1 生物圈氮循环研究进展 |
| 2.3.2 红树林氮循环 |
| 2.4 铁的还原耦合厌氧氨氧化研究进展 |
| 2.5 Feammox过程介导机制 |
| 2.5.1 电子穿梭体 |
| 2.5.2 石墨烯——直接电子传递 |
| 2.6 科学问题与选题意义 |
| 2.6.1 科学问题 |
| 2.6.2 选题意义 |
| 3 研究内容与技术路线 |
| 3.1 研究内容 |
| 3.2 技术路线 |
| 4 研究区域与研究方法 |
| 4.1 九龙江河口红树林自然保护区 |
| 4.2 样品采集与测试方法 |
| 4.2.1 沉积物样品采集 |
| 4.2.2 沉积物理化性质分析方法 |
| 4.2.3 反硝化和厌氧氨氧化实验方法 |
| 4.2.4 Feammox实验方法 |
| 4.2.5 Feammox对石墨烯的响应实验方法 |
| 4.3 统计分析方法 |
| 5 九龙江河口红树林沉积物理化性质 |
| 5.1 上覆水理化性质 |
| 5.2 表层沉积物理化性质分析 |
| 5.2.1 pH |
| 5.2.2 盐度 |
| 5.2.3 TOC |
| 5.2.4 可交换态DIN |
| 5.2.5 氧化还原电位 |
| 5.3 小结 |
| 6 沉积物反硝化与厌氧氨氧化 |
| 6.1 反硝化与厌氧氨氧化速率 |
| 6.2 厌氧氨氧化对氮流失的贡献率 |
| 6.3 小结 |
| 7 红树林沉积物中Feammox过程 |
| 7.1 Feammox速率分析 |
| 7.2 Fe(Ⅲ)的还原 |
| 7.3 Feammox对氮流失的贡献率 |
| 7.4 小结 |
| 8 Feammox对石墨烯的响应 |
| 8.1 石墨烯促进Feammox反应 |
| 8.2 石墨烯促进Fe (Ⅲ)的还原 |
| 8.3 石墨烯介导Feammox机制分析 |
| 8.4 小结 |
| 9 总结与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 主要创新点 |
| 9.3 不足与展望 |
| 10 参考文献 |
| 11 科研成果 |
（10）海岸带水体铁形态电分析方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海水中铁的研究意义 |
| 1.2 海水中铁的来源及存在形态 |
| 1.3 海水中铁的检测分析方法 |
| 1.3.1 分光光度法 |
| 1.3.2 原子光谱法 |
| 1.3.3 化学发光法 |
| 1.3.4 电感耦合等离子体质谱法 |
| 1.3.5 电化学分析法 |
| 1.4 本文的研究思路及研究内容 |
| 第2章 还原氧化石墨烯/亚甲基蓝/纳米金复合材料修饰电极用于溶解态总铁的测定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 rGO/MB/AuNPs复合材料的制备 |
| 2.2.4 rGO/MB/AuNPs复合材料修饰电极的制备 |
| 2.2.5 电化学实验过程 |
| 2.2.6 实际水样的采集及预处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 rGO/MB/AuNPs复合材料的表征 |
| 2.3.2 rGO/MB/AuNPs修饰电极的电化学性质 |
| 2.3.3 rGO/MB/AuNPs修饰电极用于Fe(Ⅲ)的检测 |
| 2.3.4 各实验参数对rGO/MB/AuNPs修饰电极检测Fe(Ⅲ)的影响 |
| 2.3.5 标准曲线和检出限 |
| 2.3.6 rGO/MB/AuNPs修饰电极的重现性、重复性和选择性 |
| 2.3.7 实际样品测定 |
| 2.4 结论 |
| 第3章 纳米碳化钛/全氟磺酸修饰电极用于溶解态总铁的测定 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂与材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 nano-TiC/Nafion修饰电极的制备 |
| 3.2.4 电化学实验过程 |
| 3.2.5 实际水样的采集及预处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 nano-TiC/Nafion修饰电极的表征 |
| 3.3.2 nano-TiC/Nafion修饰电极检测Fe(Ⅲ)的机理 |
| 3.3.3 电解质溶液种类对nano-TiC/Nafion修饰电极检测Fe(Ⅲ)的影响 |
| 3.3.4 标准曲线和检出限 |
| 3.3.5 nano-TiC/Nafion修饰电极的重现性、重复性和选择性 |
| 3.3.6 实际样品测定 |
| 3.4 结论 |
| 第4章 基于新型锡铋合金电极检测溶解态总铁的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂与材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 锡铋合金电极的制备 |
| 4.2.4 电化学实验过程 |
| 4.2.5 实际水样的采集及预处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Fe(Ⅲ)-PAN在SnBiE上的电化学响应 |
| 4.3.2 各实验参数对SnBiE检测Fe(Ⅲ)的影响 |
| 4.3.3 标准曲线和检出限 |
| 4.3.4 干扰实验 |
| 4.3.5 实际样品测定 |
| 4.4 结论 |
| 第5章 纳米碳化钛-全氟磺酸/铂纳米花修饰电极检测二价铁 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 试剂与材料 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 TiCNPs-Nafion/PtNFs修饰电极的制备 |
| 5.2.4 电化学实验过程 |
| 5.2.5 采样及样品预处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 TiCNPs-Nafion/PtNFs修饰电极的表征 |
| 5.3.2 基于TiCNPs-Nafion/PtNFs修饰电极测定Fe(Ⅱ)的机理 |
| 5.3.3 各实验参数对TiCNPs-Nafion/PtNFs修饰电极检测Fe(Ⅱ)的影响 |
| 5.3.4 标准曲线和检出限 |
| 5.3.5 重现性、重复性和选择性 |
| 5.3.6 实际样品测定 |
| 5.4 结论 |
| 第6章 系统研究Fe~(3+/2+)的电极反应过程 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 试剂 |
| 6.2.2 仪器与电化学实验过程 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 DC伏安法和电解质阴离子的影响 |
| 6.3.2 FTAC伏安法研究Fe~(3+/2+)在GCE上的电极反应过程 |
| 6.3.3 基于FTAC伏安法研究BDD电极表面结构异质性对Fe~(3+/2+)电极反应过程的影响 |
| 6.4 结论 |
| 第7章 探究Fe(Ⅱ)-2,2’-联吡啶络合物的电子转移反应 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验部分 |
| 7.2.1 试剂 |
| 7.2.2 电化学仪器与实验过程 |
| 7.2.3 DC和AC实验数据的拟合 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 [Fe(Bp)_3]~(2+)络合物在不同电极上的电极反应过程 |
| 7.3.2 通过循环伏安法揭示Fe(Ⅱ)-Bp和Fe(Ⅲ)-Bp络合物形成常数的差异 |
| 7.4 结论 |
| 第8章 近岸海水中不同形态铁的检测分析研究 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 实验部分 |
| 8.2.1 试剂与材料 |
| 8.2.2 实验仪器 |
| 8.2.3 实验过程 |
| 8.3 结果与讨论 |
| 8.3.1 实验原理 |
| 8.3.2 测定海水中总活性铁的标准曲线和检出限 |
| 8.3.3 测定海水样品中5种不同形态铁的浓度 |
| 8.3.4 方法准确性及可靠性 |
| 8.3.5 实际样品测定 |
| 8.4 烟台四十里湾溶解态总铁的浓度及其形态分布特征 |
| 8.4.1 烟台四十里湾2017年 2 月铁形态的浓度分布特征 |
| 8.4.2 烟台四十里湾2017年 2 月溶解态总铁与海水理化参数的相关性分析 |
| 8.4.3 烟台四十里湾2017年 3 月铁形态的浓度分布特征 |
| 8.4.4 烟台四十里湾2017年 3 月溶解态总铁与海水理化参数的相关性分析 |
| 8.4.5 烟台四十里湾2017年 2 月和3月样品数据的比较 |
| 8.5 结论 |
| 第9章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
四、增加海水铁含量 无助缓解温室效应（论文参考文献）
- [1]亚热带北部湾红树林生态系统中氮循环的宏基因组学研究[D]. 聂世清. 广西大学, 2021(12)
- [2]二氧化碳浓度升高对海带营养代谢产物的影响[D]. 马建. 海南大学, 2020(07)
- [3]凹凸棒石负载镍催化重整甲烷性能及机理研究[D]. 陈叶. 合肥工业大学, 2020(02)
- [4]中国东南部红树林CO2和CH4排放通量及其控制因子研究[D]. 郑夏婉. 清华大学, 2019
- [5]黄河入海口微生物驱动的氮循环过程及其影响因素的研究[D]. 李明聪. 山东农业大学, 2019(01)
- [6]二氧化碳加氢制烃类催化剂的研究[D]. 王腾. 中国石油大学(华东), 2019(09)
- [7]南大洋净初级生产力的时空演变及其影响因素研究[D]. 吴悦媛. 南京大学, 2019(07)
- [8]海平面上升对珠江河口盐水入侵和物质输运影响的数值研究[D]. 刘忠辉. 华南理工大学, 2019(01)
- [9]红树林沉积物中铁还原耦合厌氧氨氧化导致的氮流失研究[D]. 官庆松. 厦门大学, 2019(08)
- [10]海岸带水体铁形态电分析方法研究[D]. 林明月. 中国科学院烟台海岸带研究所, 2017(07)