一、Sequential fractionation of reactive phosphorus in the sediment of a shallow eutrophic lake——Donghu Lake, China（论文文献综述）
王天佑[1]（2021）在《贵州草海沉积物-植物碳氮磷时空分布特征》文中提出草海是我国西南喀斯特高原地貌上具有代表性的草型湖泊,水生植物在其生态系统中承担着十分重要的生态功能和作用。近两年以来草海湖的外源污染得到有效的治理,但是草海水生植物生物量却逐年降低,为了调查其原因,本研究试图从营养盐时空分布特征的角度来调查草海水生植物发生变化的原因,以期探究水体、沉积物营养元素变化对于植物化学计量的影响特征,进而为科学治理草型湖泊提供相关理论支撑。本研究对草海湖表层沉积物、水生植物和上覆水进行两次采样（2019年11月和2020年11月）,根据水体综合营养指数（TLI）法评价上覆水的富营养化程度;采用单因子标准指数法和土壤综合营养指数法（FF）评价了表层沉积物的有机质及氮磷营养盐污染程度。分析水体理化指标和沉积物中碳氮磷及其化学计量比时空分布特征,并对不同类型水生植物碳氮磷及化学计量比进行分析。根据表层沉积物中磷的赋存形态和时空分布特征,比较了各样点表层沉积物在不同环境因子下对磷形态赋存的影响,通过研究得到以下结论:（1）2020年10月草海的水质较2019年10月呈富营养化的趋势发展,大部分呈中营养水平,在湖泊东北部和中部水域出现轻度富营养化水平。（2）两年时间内,草海沉积物有机质和总氮均为四级污染,随时间变化呈增大的趋势。总磷含量在浅水区为二级污染,深水区为三级污染。另外,草海沉积物有机碳淤积严重,湖心区域沉积物磷释放风险增大。表层沉积物S-TOC、S-TN、S-TP含量呈现出由湖滨带向湖中心增大的趋势,需要提防草海表层沉积物生物淤积进程。（3）沉积物化学计量对植物的影响大于水体,且深刻影响着植物的生态化学计量。挺水植物中水葱和香蒲对磷元素都处于敏感态,灯芯草对磷元素为弱敏感态。沉水植物中光叶眼子菜的内稳性要强于金鱼藻和狐尾藻,对于富营养化水体具有更强的耐受性,这可能是导致草海金鱼藻和狐尾藻减少的原因。（4）2020年草海表层沉积物磷形态含量平均值较2019年有所降低,两年内磷形态以Fe/A1磷和Org-P为主,其次是钙磷Ca-P,2020年BA-P占S-TP的比例（61.51%）较2019（62.85%）年有下降趋势。
Hui Li,Chunlei Song,Liu Yang,Hangdao Qin,Xiuyun Cao,Yiyong Zhou[2]（2021）在《Nutrients regeneration pathway, release potential, transformation pattern and algal utilization strategies jointly drove cyanobacterial growth and their succession》文中指出In order to better understand the contribution of nutrients regeneration pathway, release potential and transformation pattern to cyanobacterial growth and succession, 7 sampling sites in Lake Chaohu with different bloom degree were studied every two months from February to November 2018. The carbon, nitrogen（N） and phosphorus（P） forms or fractions in surface, interstitial water and sediments as well as extracellular enzymatic activities, P sorption, specific microbial abundance and community composition in sediments were analyzed. P regeneration pathway was dominated by iron-bound P desorption and phosphorus-solubilizing bacteria solubilization in severe-bloom and slight-bloom area respectively, which both resulted in high soluble reactive phosphorus（SRP） accumulation in interstitial water. However, in severe-bloom area, higher P release potential caused the strong P release and algal growth, compared to slight-bloom area. In spring, P limitation and N selective assimilation of Dolichospermum facilitated nitrate accumulation in surface water, which provided enough N source for the initiation of Microcystis bloom. In summer, the accumulated organic N in Dolichospermum cells during its bloom was re-mineralized as ammonium to replenish N source for the sustainable development of Microcystis bloom. Furthermore, SRP continuous release led to the replacement of Dolichospermum by Microcystis with the advantage of P quick utilization, transport and storage. Taken together, the succession from Dolichospermum to Microcystis was due to both the different forms of N and P in water column mediated by different regeneration and transformation pathways as well as release potential, and algal N and P utilization strategies.
Mohammad Mohinuzzaman[3]（2020）在《土壤-水体系中重要金属的分布和动力学：腐殖质的作用及其转化机制》文中研究指明本研究旨在确定/评估土壤-水体中三个关键的基础研究问题/关注点。首先,重要的微量金属和腐殖质（HS）在土壤-水体中如何分布?其次,如何从土壤中进行土壤HS的最佳提取,以期开发出一种新颖的提取技术,从而阐明土壤中的生物地球化学现象?第三,如果土壤HS在阳光或黑暗条件下发生降解,那么重要的金属在周围环境中会产生怎样的效应?为了调查/评估这些关键的基础问题,本研究设定了以下目标:（1）调查重要金属和HS在土壤-水体中的分布,研究中国不同气候区土壤金属和HS的络合特性。（2）评价土壤腐殖质的最佳溶解度,真实表征其在对照土壤环境下的特征。（3）开发一种新的提取技术,从土壤中提取HS,从而阐明土壤中存在的生物地球化学现象。（4）阐明不同土壤中HS和金属的生物地球化学转化机制。（5）评价在自然光照和暗箱培养（微生物）条件下、光诱导和微生物对土壤HS的降解作用,阐明它们对金属和HS络合性质的影响。为了实现以上目标,本研究从中国15个省份共采集142个水样,覆盖了中国五个气候带,以评估金属的分布及其与荧光溶解性有机质（FDOM）的络合作用（M-FDOM）。为了开发一种标准提取技术来确定土壤腐殖质的溶解度,本研究选取三种不同的土壤,即森林土壤、玉米地土壤和稻田土壤,采用多种提取方法（提取时间、提取剂、固液比、以及连续提取）,基于土壤HS的荧光特征（EEM）及营养盐(NO3?-N、PO43?-P、溶解性Si)的变化,评估土壤HS的溶解度。为实施新的提取技术以研究HS的特性及其对不同种类土壤中重金属的生物地球化学效应,本研究采集了21个土壤样品,其中6个来自不同的森林地带、5个来自不同的河岸边、6个来自不同类型的耕地（玉米地、大豆地和稻田）、2个来自人工公园（高尔夫球场）、最后2个样本来自未耕作、但暴露在阳光下的不毛之地的退化土壤。为了阐明土壤HS的光诱导作用和微生物降解作用（相同条件下暗箱培养）,及其和金属的络合特性,本研究在自然条件下对森林土壤进行了150天的光照及暗箱培养实验。土壤取自中国天津盘山落叶林土壤（土壤类型:普通淋溶土）。使用EEM-PARAFAC分析表征和量化FDOM。整个研究的结果共产生四个关键研究主题。第一个主题描述了内陆水域中不同气候区的FDOM和金属的分布、迁移及其特征。采用多元统计分析方法,分析了5个气候区各样品的金属与FDOM之间的相互作用。为了更好地理解M-FDOM与理化性质的相互作用,本研究还测试了样品的p H、电导率、溶解性有机碳（DOC）和营养盐(包括:硝酸盐（NO3-）、总氮（TN）、磷酸盐(PO43-)、总磷（TP）和硅酸盐(Si O32-))。金属浓度的结果表明,在中国15个省份的内陆地表水中,金属浓度差异很大,其中:Al的浓度为3.1-287.7μg L-1,As的浓度为0.12-10.80μg L-1,Cr的浓度为0.11-13.04μg L-1,Fe的浓度为3.56-561.10μg L-1,Pb的浓度为0.07-5.33μg L-1,Si的浓度为0.31-14.99 mg L-1,Sr的浓度为15.9-704.5μg L-1,U的浓度为0.01-15.29μg L-1,Zn的浓度为1.56-116.38μg L-1。金属浓度在5个气候区之间也有很大的差异,例如,在温带季风气候区,Fe、Pb、As和Al的平均浓度最高。在高原和山地气候区,Cr、Zn和U的平均浓度最高,而在温带大陆性气候区,Sr和Si的平均浓度最高。这些结果表明,金属浓度的巨大差异可能来自不同的源。相反,采用PARAFAC模型对地表水（溪流、河流和湖泊/水库）水样的EEM光谱分别进行了2～4组分模型模拟,通过组分分析共鉴定出8种荧光成分或FDOM。所有荧光组分的平均总荧光强度在5个气候区也存在显着差异,其中:热带季风气候区为13-967 QSU（平均378±401 QSU）,亚热带季风气候区为121-2490 QSU（平均592±598 QSU）,高原和山地气候区为272-345 QSU（平均290±28 QSU）,温带季风气候区为72-1813 QSU（平均503±391 QSU）,温带大陆性气候区为78-832 QSU（平均230±213 QSU）。结果表明,在亚热带季风气候区和温带季风气候区地表水中均可检测到荧光成分。中国南部和东部（贵州、广东、云南、上海）的DOC浓度较高,其可能源自人为和陆地土壤、以及较多的植被,通过降水或地表径流进入周边水体。相反,中国北部（青海、新疆、内蒙古）的DOC浓度最低,如此低的DOC可能由于中国北方地区植被少、降水少。有趣的是,地表水中PO43-和TP的最高浓度与NO3-和TN的最高含量没有任何相关性,充分说明了PO43-和TP的生物地球化学吸收和矿化过程与NO3-和TN完全不同,这可能是由于内陆淡水中营养盐的这种特征差异造成的。令人惊讶的是,Si O32-的最高浓度通常出现在中国南部,部分类似于NO3-或TN的最高浓度。结果表明,这两种营养盐(Si O32-和NO3-)在地表水中的生物地球化学过程和功能是相同的。在各气候区中,Fe、Sr、Si、Al、As和Pb的平均浓度在温带季风气候区和温带大陆性气候区最高,陆地HS（腐殖酸HA和富里酸FA）含量也相应最高。同样地,所有的金属浓度在热带季风气候区最低,陆地HS也相应最低,表明陆源HS很容易将这些金属从土壤/陆地生态系统运输到周围的内陆水体。与之相反,U、Cr、Zn含量在高原和山地气候区最高,HS（FA+HA）总平均浓度排第二。结果表明不同的金属可以与不同的荧光组分（取决于官能团）形成配合物。在所有的金属中,Fe和Al被POM吸附的浓度最大（约90%）,而与其他气候区相比,温带大陆性气候区淡水中的Al、As、Sr和Zn对POM的吸附量最大,这可能是由于干旱气候条件下土壤释放高的POM、以及该地区FDOM组分的总荧光强度最低导致的。气候因素表明,温带大陆性气候对陆源到周边水体的金属浸出起着重要作用,从而使得内陆淡水水体中金属的浓度升高。这些结果最终表明,M-FDOM研究可以作为更好地理解陆-水系统的整体方法的有用指标,这对于自然地表-地球系统的科学管理无疑是至关重要的。因此,确定陆地土壤HS和重要金属在地表水中与M-FDOM的关系至关重要。为了评估这个问题,确定土壤HS在不同土壤环境下的最佳溶解度及其在不同提取方法下的生物地球化学特征、同时探索HS的正确提取方法,都是至关重要的,这在早期的研究中尚未获悉。下一个课题是土壤腐殖质在不同提取条件下的溶解度,同时确定三种特征土壤HS的生物地球化学特征及其营养盐变化.第二个主题为土壤HS的最佳溶解度,即采用标准化提取方法、在最小的降解影响水平下提取土壤HS。本研究选取三种不同的土壤（森林土壤、玉米地土壤和稻田土壤）,采用多种提取方法（提取时间、提取剂、固液比、以及连续提取）,分析土壤HS的荧光特征（EEM图谱）及营养盐(NO3?-N、PO43?-P、溶解性Si)的浓度变化,从而评估土壤HS的溶解度。通过平行因子（PARAFAC）分析不同土壤提取液的EEM光谱,鉴定出三种荧光成分,即类腐殖酸（HA-like）,类富里酸（FA-like）和类蛋白质荧光团（PLF）。注意到,PLF的峰与类腐殖物质（HLS）显示的两个峰（Ex/Em=270-300/410-423 nm处的M峰和Ex/Em=220-225/410-423 nm处的A峰）是相关的。KCl提取物中不仅不存在FA-like,而且HA-like的C峰也移动到较短的波长区域。HA-like的这种蓝移效应可能归因于溶液中的K+和Cl?离子影响其荧光特性,具体取决于土壤特性。对于森林土壤,碱性提取物中的HA-like与水提取物中的HA-like表现出类似的EEM图谱和荧光峰,但从玉米地和稻田土的提取物中却出现了新的HA-like的EEM图谱。对于稻田土而言,这个新的峰位于Ex/Em=365,335/477,460 nm的C区,以及发射光范围为442-468 nm的A峰。对于玉米地而言,这个新的峰位于发射光范围为460-477 nm的A峰。除PLF以外,HS的溶解度、DOC、营养盐均随提取时间的延长而增大。三种土壤的KCl提取物中均未发现FA-like,表明盐提取效率的低下。相反,碱性提取物中的HS和营养盐的溶解度显着增加,而溶解性Si与HA-like、FA-like的荧光强度显着相关。这些结果表明,溶解性硅可能来源于无定型硅（植硅体）和/或硅酸盐矿物的不溶性HS复合物。在热带土壤中,硅主要以植硅体或吸附在土壤矿物颗粒（铁/铝氧化物/氢氧化物）的形式存在,这一事实也支持了这一假设。对三种土壤而言,在较低的固液比（1:250-1:100）下,HS和营养盐的相对溶解度较高,而在较高的固液比（1:10）下,HS和营养盐的相对溶解度最高。连续提取结果表明,第一步水提取仅获得42-55%的HS,表明单次提取不能彻底提取HS。结果表明,水提和碱提可分别获得土壤中存在的不稳定态HS和不溶性复合态HS。水提取方法的效率最高,在较短的提取时间（6小时）、较高的固液比（1:10或1:20）、室温（25℃）的条件下,可提取HS的不稳定组分并研究它们在土壤中的生物地球化学现象和分子组成及结构。在室温（25℃）下,固液比为1:10或1:20的碱提取方法,是提取参与生物地球化学过程的不溶性HS复合物的最有效方法,同时可以在分子水平上对其进行表征。这些结果可以用来评估典型的土壤特征（包括每种HS的降解性质）及其生物地球化学效应（包括土壤环境中的碳和营养盐动力学）。根据上述研究结果,在不同的土壤环境中,采用新开发的提取技术,在水提法和碱提法两种不同的提取条件下,研究土壤HS和金属的不稳定态及复合态是如何存在的,具有重要意义。这些问题可以与地表水中M-FDOM的生物地球化学的发生和迁移相比较。下一个主题包括金属和土壤HS在不同土壤中的分布及其生物地球化学转化.本研究首次应用了一种新颖的提取方法,分别提取了不稳定态DOM和复合态DOM,然后使用EEM-PARAFAC分析,真实可靠地识别出FDOM组分。因此,本研究中的DOM在操作上分为两个部分:首先,水提取的土壤溶液可以表示为DOM的不稳定组分,即可以溶解的、相对分子质量较低的腐殖质。其次,碱法提取的土壤溶液被称为DOM的复合态,即不可水溶的、相对分子质量较大的腐殖质。对于21种土壤,水提取液的DOC浓度范围为4.73至10.77 mg L-1,碱提取液的DOC浓度范围为8.07至50.74 mg L-1。五个不同特征样本（森林土、河边土、农田土、公园土和退化土地）的DOC浓度结果表明,退化土地土壤中水提法与碱提法所提取的DOC浓度的比率最高。对于21个土壤样品,EEM-PARAFAC模型在土壤样品中最多鉴定出三种荧光成分,HA-like,FA-like,PLF。有趣的是,在退化土地和高尔夫公园的土壤中,水提取液中没有HA-like和PLF。但是在碱提取液中,只有HA-like被完全降解。此外,在退化土壤和高尔夫公园土壤中,FA-like的C峰波长范围（310-315/425-426nm）比森林土壤（320/436nm）,河边土壤（325/436nm）和农田土壤（345/436nm）的波长范围更短。在研究的土壤中,HA-like和FA-like的荧光激发发射峰（C峰和A峰）及其强度,在碱性提取过程中有很大的差异。这些结果表明,土壤中HS,包括不稳定HS和复合态HS,会同时发生降解。本研究共测定了21种土壤中的16种金属,其中Ca、Mg、Fe、Al和Si采用ICP-OES法测定,其他微量金属（Sr、As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Sb、U和Zn）采用ICP-MS法测定。分级研究表明,除Ca、Sr、Cd、U和Z以外,所有其他金属均以复合态形式存在于土壤中。在农田土壤中,硅在碱性溶液中的溶解度最高。粘土颗粒与除Cd以外的所有金属均有高度显着的相关性。除As、Cd、Pb外,其他所有金属与土壤中硫含量均呈显着正相关。除Cd外,土壤样品中大多数金属之间呈显着正相关。金属与HS之间的Pearson相关性结果表明,在碱提取过程中,大多数金属与HA-like、FA-like和PLF密切相关。此外,少许金属（如Si、As、Cu、Pb）与HA-like和PLF密切相关,但不稳定态的Pb除外。这些结果强烈表明金属与土壤HS以溶解态和复合态形式共存于土壤中。HS的不稳定态与金属的相关性较小,表明不稳定态的腐殖质与土壤中的金属共存性较弱。稳定同位素和氮含量表明农田、公园和退化土地的土壤具有相似的特征。相反,在农田和退化土地的土壤样品中,溶解性无机氮（DIN）和溶解性无机磷（DIP）占相应土壤全氮（STN）和总溶解性磷（TDP）的比例较高。这表明,含氮和含磷的HS的降解更多,优先降解为无机营养盐（即DIN和DIP）。土壤参数的因子分析表明,与森林和河岸的土壤相比,农田、轻度盐碱化的（退化土地）和公园土壤的退化程度更高。森林和河边的土壤中金属浓度最高,也证明了这一点,表明未退化的土壤比退化的土壤保留更多的金属。河岸边和公园的土壤中水提取液的HA-like浓度与碱提取液的HA-like浓度比率较高。然而,森林土壤中却是FA-like比率较高。金属与土壤有机碳之间存在显着相关性。因此,本研究的最终结论是:在水提取过程中,由于不稳定态的HS与金属的络合作用较弱,从而促进了土壤中金属与HS的浸出。最后,揭示在实验条件下金属和土壤HS的不稳定态和复合态之间是如何转化的证据,这是迄今为止尚未所知的。第四个主题包括在自然光照和黑暗实验条件下,光-微生物对土壤HS和金属的不稳定态和复合态的共同影响及其生物地球化学转化。为探究土壤HS、金属及营养盐在光照及黑暗条件下的光化学和微生物转化,三组土壤分别进行光照及暗箱培养,以森林土壤作为对照组,在实验室恒温器中控制温度为25℃,时长为0天（原样）、30天、75天和150天。采用EEM-PARAFAC分析,对光照、暗箱培养和对照样品的水提液和碱提液中HS都进行鉴定。同样,在各种实验条件下,测试金属的浓度以评估其溶解度和生物地球化学变化。遵循类似的新型提取方法,从实验样品中提取土壤HS或DOM。结果表明,光照组的土壤样品中DOC含量增加了,与未经光照的土壤原样相比,水提液的DOC浓度增加了大约3倍,碱提液的DOC浓度增加了不到1%。相反,微生物培养和对照组样品的DOC含量比原始样品降低了（水提取液和碱提取液中分别降低16-20%和7-11%）。结果表明,与微生物降解作用相比,光辐照对表层土壤起着重要作用。无论是经光照的样品还是微生物培养的样品,碱提液中的硅酸盐（Si O3）均比水提液中的Si O3高7倍。对实验土壤样品进行EEM-PARAFAC分析表明,在阳光照射下,HS中的HA-like、FA-like和PLF分别增加了2倍、3倍和3倍。在黑暗和对照条件下,PLF分别降低了100%和13%,HA-like分别增加27%和减少49%,FA-like分别减少13%和94%。这些结果表明,微生物作用可使土壤HS或DOM迅速矿化成CO2和其它终产物。在水提法中,经过30天的光照后,水提取液在较短的波长区域识别出HA-like,在较长的波长区域识别出FA-like,同时水提取液的DOC浓度增加了约90%,这些增加的DOC可能来源于经阳光照射风化的土壤有机碳（SOC）。前30天内DOC的产生率更高,这可能是由于实验初期样品的含水量比后期较高。在75～150天的光照射过程中,检测到的新的荧光成分可能来自新的SOC。在碱提法中,经过150天的光照,FA-like的峰完全降解,而HA-like组分移至较短波长区,这是在水提取法提取光照30天后的样品观察到的。该结果有力的证明了,与复合态DOM相比,光照能够显着降解DOM的不稳定组分。在光降解实验中,光照150天后,水提液中的金属含量随着土壤HS或DOM的快速转化而发生显着变化。例如,在DOM的不稳定组分中,碱土金属（Mg、Sr）和微量金属（As、Cu、Mn、Ni、Sb、Pb、U、Zn）的浓度在150天内增加了2%,达到4倍。在碱性提取过程中,仅Mn浓度在光照下显着增加（2倍）,而其他金属浓度变化不显着,除Ca、Sr、Sb和U外,所有金属浓度在75天后降低。Al、Si和Ni的浓度在75天内逐渐升高,而与此同时Fe、As、Pb的浓度由于光照效应而降低。暗箱培养过程的金属浓度降低达3-66%。随着HS的降解,水提物中DOC浓度和碱土金属含量增加,说明光照对HS有显着的转化作用。总的来说,光和微生物的作用都比对照组中土壤HS或DOM的矿化和改变更有效。最后,本研究的结果表明光照和温度对土壤HS和金属的影响至关重要,预示着全球变暖将对土壤有机质产生重要影响。综合以上结果和发现,可以肯定地证明,土壤腐殖质和金属以不稳定态和复合态存在于土壤中,它们会随气候条件的影响而沥滤/迁移到周边地表水中。因此,即将到来的全球变暖,特别是温度和阳光,将加速陆地金属和土壤腐殖质往周边地表水的迁移/动力学,从而改变它们在土壤-水中的整个生物地球化学过程及功能。
王超[4]（2020）在《三峡库区支流消落带土壤磷赋存形态及释放风险研究》文中研究表明三峡水库蓄水以来,库区支流水体水华现象时有发生,磷是库区水体富营养化的限制性因子。而今库区水体的外源输入磷得到有效控制,但库区水质得到没有明显改善,消落带土壤磷被认为是库区水体磷的重要来源。在周期性淹没-出露中,消落带土壤会经历侵蚀-沉积、干燥再湿润、氧化还原环境转变等过程,改变消落带土壤磷赋存形态,进而影响消落带土壤磷释放风险。然而,受限于研究手段,现有关于消落带土壤磷的研究主要集中于无机磷,缺乏对有机磷的了解,也缺乏对土壤磷迁移过程的原位监测。因此,现阶段对消落带土壤磷的迁移转化过程及机理的认识不够全面。论文通过野外监测和综合分析澎溪河流域不同海拔、不同河段消落带土壤磷赋存形态和基本理化性质,解析了影响消落带土壤磷形态空间分布的主要因素;通过对比干燥再湿润前后土壤活性磷及可酶解有机磷组分的变化,定量化分析了干燥再湿润导致土壤活性磷增加的主要来源;利用原位被动采样技术监测不同淹水时期消落带土-水剖面的可溶态磷分布特征,阐释了不同淹水时期土壤颗粒-间隙水-上覆水间磷迁移过程;并结合野外监测和模拟实验,评估现阶段消落带土壤释磷风险。论文系统阐述了支流消落带土壤磷赋存形态空间分布特征及磷释放风险,研究成果可为防治三峡库区支流水体的富营养化提供科学依据。论文得到如下主要结论:（1）野外监测澎溪河流域消落带土壤磷赋存形态空间分布发现,消落带总磷（TP）、生物可利用磷（Bio-P）均值含量分别为613.9±100.7 mg/kg和91.6±25.2mg/kg,低于沉积物和岸边土壤。Bio-P占比以及残渣态磷（Re-P）含量和占比均沿海拔降低而逐渐增大,而钙结合态磷（HCl-P）含量和占比均沿海拔降低而逐渐减小。从河口至支流上游,消落带土壤TP、Bio-P含量逐渐递减。土壤细粒径占比是影响消落带土壤磷形态分布的主要影响因素,水位波动、降雨侵蚀、干流回灌共同改变了土壤粒径的空间分布,进而影响了支流消落带土壤磷赋存形态的空间分布。细颗粒沉积、消落带土壤各磷形态间的相互转化、消落带土壤与上覆水间的物质交换,共同导致了消落带土壤磷形态呈现出均一化的趋势。（2）对比不同海拔间、鲜土与风干土间的磷赋存形态以及基本理化性质发现,经历更为频繁、极端的干燥再湿润促进了低海拔消落带表层土壤有机质分解和微生物死亡,使得低海拔消落带表层鲜土TP,有机磷（OP）,Na HCO3提取液中的总磷（Olsen-TP）、无机磷（Olsen-IP）、有机磷（Olsen-OP）含量,以及Olsen-OP中生物可利用磷占比显着低于高海拔。经历干燥再湿润后,145m、165m消落带表层土壤OP减少了29.52 mg/kg和37.75 mg/kg,IP有相应的增加;145m、165m消落带土壤Olsen-OP增加了1.33 mg/kg和2.15 mg/kg,Olsen-IP增加了6.50 mg/kg和4.86 mg/kg。干燥再湿润后,有机质分解和微生物死亡使部分OP转化为IP,同时补充了水提取有机磷（Water-OP）、Olsen-OP等活性有机磷;Olsen-IP的增加主要来源于不易迁移磷转化。干燥再湿润后,165m消落带土壤增加的Olsen-TP中有机磷的比例比145m更高。经历干燥再湿润后,消落带表层土壤Na HCO3提取液中磷的增加以无机磷形式为主,二酯磷、植酸磷和不可酶解磷含量也有显着增加。干燥再湿润后消落带土壤Olsen-TP含量的增加主要源于干燥再湿润过程中不易迁移磷转化、微生物死亡、植物残体分解和土壤团聚体破坏。其中,不易迁移磷转化占145m、165m消落带土壤Olsen-TP增加量的78.22%和50.64%,微生物死亡占比分别为15.54%和17.86%,是最主要的两种来源。（3）利用薄膜梯度技术（Diffusive gradients in thin films,DGT）和薄膜扩散技术（Diffusive equilibrium in thin-films,DET）监测原位和野外模拟实验中消落带土壤-水剖面可溶态磷、铁的分布特征发现,在消落带形成还原环境的蓄水期、落水期和水位波动期,土壤剖面中PDGT与FeDGT具有良好的耦合关系,土壤颗粒主要通过磷、铁同步解吸的机制补给间隙水磷;在涨水期,已风干的消落带土壤经历再湿润过程,干燥再湿润后迅速增加的土壤活性磷进入间隙水是涨水期土壤颗粒补给间隙水磷的主要机制。消落带土壤剖面中,反映土壤颗粒对间隙水磷的补给能力的R(PDGT/PDET)均值由高到低依次为蓄水期（0.56±0.20）>落水期（0.37±0.19）>水位波动期（0.17±0.11）>涨水期（0.16±0.12）。由DGT诱导扩散（DGT Induced Fluxes in Sediment and Soil,DIFS）模型计算可知,消落带土壤剖面上下两部分各存在一个响应时间（Tc）较大的区域,Tc反映了土壤颗粒对间隙水磷的补给速率,表明土壤垂直剖面中有两个磷库区域。消落带土壤上部存在的氧化-还原过渡区和底部缺乏向上运输物质的垂向孔隙结构,造成了磷在土壤剖面上部与底部的累积。基于Fick扩散定律的计算可知,消落带土-水界面磷释放通量介于-3.3～17.1ng/cm2/d之间,消落带土壤基本表现为磷源。经历涨水期、蓄水期土壤颗粒解吸磷在间隙水中的逐步积累后,间隙水磷浓度较高的落水期、水位波动期消落带土壤磷释放通量较高,受间隙水磷浓度影响的扩散速率是消落带土-水界面磷释放通量的限制性因素。（4）根据野外监测和模拟实验综合分析,除河口SJ点位和部分受耕作影响的消落带土壤外,消落带土壤样品水提取磷（Water-P）含量均小于8.5 mg/kg,Al:Fe均大于3,两种磷饱和度(DPSox、DPSΣ)均小于25%,表明整体而言澎溪河流域消落带土壤磷释放风险较小,但河口处和高海拔消落带土壤释磷风险相对较高,需重点关注。周期性淹没的消落带土壤向上覆水体中释放可溶态磷,导致了消落带土壤磷饱和度降低。基于消落带土壤磷饱和度相对于岸边土壤的降低,建立并估算了从消落带形成以来,消落带土壤释放至上覆水的可溶态磷总量。澎溪河流域消落带土壤可溶态磷流失总量介于-45.41～140.84 mg/kg,随海拔降低而逐渐增大。消落带土壤的可溶态磷释放主要发生在最初的几个水库运行水文年内,经历十余年周期性的淹没-出露,现阶段消落带土壤可溶态磷释放对上覆水影响有限。
王艳[5]（2020）在《磁性铁基和锆铁基材料对沉积物中磷释放的控制作用研究》文中研究指明磷是控制有害藻类生长的限制因素,因此减少淡水中磷的过量输入对控制水体富营养化至关重要。淡水水体上覆水中磷的来源主要分为外源磷和内源磷。众所周知,当外源磷得到有效控制后,内源磷也会延缓富营养化水体的自我修复。近几年,原位覆盖/添加技术即使用材料去覆盖沉积物或混合沉积物,是一种能有效控制沉积物内源磷释放的技术。该技术控制沉积物中磷释放的关键是选取经济、有效地钝化剂材料。为此,本研究首先制备和表征磁性炭,然后先通过批量实验来确定磁性炭对磷的吸附/解吸行为,再通过沉积物培养实验来评估磁性炭覆盖和添加对沉积物中磷的影响。结果表明,活性炭覆盖沉积物和添加沉积物均能有效地降低上覆水中水溶性磷浓度（SRP）以及上层沉积物中通过扩散梯度薄膜所测定的不稳定磷浓度(PDGT),从而促进表层沉积物中静态层的形成。并且磁性炭结合的磷形态主要是氧化还原敏感态磷(PBD)、金属氧化物结合态磷(IPNa OH)和PHCl,分别占总磷的47.2%,18.5%和32.9%。由于磁性炭所吸附的磷中近乎一半以不稳定磷的形式存在,导致其在缺氧条件下容易释放出一部分磷。所以,磁性炭应用于水体后的回收是十分有必要的。有趣的是,在覆盖条件下上覆水中水溶性磷浓度（SRP）和扩散梯度薄膜在上覆水-沉积物界面测定的不稳定磷浓度(PDGT)均显着低于添加条件。因此,相比于磁性炭添加,磁性炭覆盖更能有效降低磷在水-沉积物界面的表观扩散通量。以上结果说明磁性炭覆盖和添加技术均能有效地钝化从沉积物释放至上覆水中的磷,并且磁性炭覆盖相比于磁性炭添加更能有效地控制沉积物中磷的释放。接着,采用Fe3+、Fe2+、溶解性锆盐、膨润土和碱液作为原料制备得到磁性锆铁改性膨润土（M-Zr Fe BT）,并将其作为控制淡水水体中内源磷的活性覆盖材料。研究了M-Zr Fe BT覆盖对沉积物中内源磷向上迁移的影响以及M-Zr Fe BT吸附沉积物中磷的性能和机制。结果显示,M-Zr Fe BT对磷具备良好的吸附能力,其最大单层吸附能力为8.02 mg P/g。M-Zr Fe BT吸附水中磷的关键是Fe/Zr结合羟基与磷发生配位体交换,在其内层形成Fe-O-P键和Zr-O-P键。并且使用M-Zr Fe BT覆盖不仅显着降低上覆水中的SRP和PDGT浓度还显着降低上层沉积物中的PDGT浓度。而回收的M-Zr Fe BT所结合的磷以金属氧化物结合态磷(IPNa OH)、PHCl和残渣态磷(PRes)形式存在,其在一般的p H值和缺氧条件下很难释放至水体中。M-Zr Fe BT控制沉积物中SRP释放至上层水体的关键是M-Zr Fe BT覆盖层对水溶性磷（SRP）的吸附导致上层沉积物孔隙水中的SRP和PDGT减少。以上结果说明M-Zr Fe BT覆盖能有效抑制沉积物中磷的释放。然后,通过沉积物培养实验考察了M-Zr Fe BT添加对沉积物中磷迁移与形态转化的影响。结果发现,在缺氧条件下,河道沉积物中磷释放进入间隙水中,继而扩散进入上覆水中,而M-Zr Fe BT添加可以极大地降低沉积物中磷向间隙水迁移的通量,最终导致上覆水中磷浓度显着下降。此外,添加M-Zr Fe BT不仅促使沉积物中弱吸附态磷(PLabile)和氧化还原敏感态磷(PBD)这2种易释放态磷向较为稳定的金属氧化物结合态磷(IPNa OH)和非常稳定的残渣态磷(PRes)转变,而且降低了沉积物中水溶性磷（WSP）、易解吸磷（RDP）、Na HCO3可提取磷（Olsen-P）、藻类可利用磷（AAP）和铁氧化物-滤纸提取磷（Fe O-P）这5种不同类型的生物有效态磷（BAP）含量,从而降低了沉积物中磷的释放风险。从沉积物中分离出来的M-Zr Fe BT中潜在活性磷(PLabile+PBD)占总磷的26%左右,且含一定数量的Fe O-P和Olsen-P含量（分别为161 mg/kg和127 mg/kg）,因此及时采用磁分离的方式从沉积物中将吸附磷后的M-Zr Fe BT回收回来,是非常必要的。M-Zr Fe BT添加控制河道沉积物中磷释放的机制是:钝化剂通过对沉积物中潜在活性磷和生物有效态磷的钝化作用,以及通过对间隙水中磷的吸附作用,降低了沉积物中磷向间隙水释放的风险,导致间隙水中磷浓度下降,进而降低了沉积物-上覆水界面磷的扩散通量,最终导致上覆水中磷浓度下降。以上结果说明,磁性锆铁改性膨润土添加能有效控制河道沉积物中磷的释放。最后,通过沉积物培养实验,研究了织物包裹的磁性锆铁改性膨润土覆盖对沉积物中内源磷向上迁移的影响。结果表明织物包裹的磁性锆铁改性膨润土不仅显着降低上覆水中SRP和PDGT浓度还显着降低上层沉积物中的PDGT浓度。回收的织物包裹覆盖层中M-Zr Fe BT所结合的磷以IPNa OH、PHCl和PRes形式存在,其在一般的p H值和缺氧条件下很难释放至水体中。以上结果表明,织物包裹的M-Zr Fe BT覆盖层可以极大地抑制SRP从沉积物释放至孔隙水中。这可能主要是由于M-Zr Fe BT覆盖层有很强的磷吸附能力,导致孔隙水中的SRP被吸附到织物包裹的M-Zr Fe BT覆盖层上。总得来说,磁性炭和磁性锆铁改性膨润土对沉积物中的磷均有很强的吸附能力。而为了防止活性覆盖层受到强烈水动力扰动和生物扰动的影响,使用可渗透织物包裹材料来提供侵蚀保护是一种能保持活性覆盖层完整的可行办法。
许怡雯[6]（2020）在《城市河道硫对内源磷环境行为及其生物有效性的影响研究》文中指出城市黑臭河道治理后呈现的“水华”问题日益受到重视,水体中较高的磷营养盐含量是引起这一问题的重要因素。硫作为水圈地球化学循环的重要生源要素,含量往往高于磷营养盐1-2个数量级,其对内源磷环境行为的影响作用不容忽视。本论文系统研究了不同浓度硫以及不同形态硫对城市河道内源磷行为的影响,解析了硫、磷在泥-水界面的迁移转化规律,并在此基础上开展硫驱动的内源磷释放的生物有效性探讨,为丰富“硫驱动的富营养化”理论以及有效解决城市河道治理后水华治理难题提供理论依据和技术支撑。本文主要研究结果为:（1）通过不同浓度硫对内源磷环境行为的影响研究发现,还原态硫引起的释磷过程有阶段性特点,第一阶段主要为化学释磷,释磷强度与Na2S浓度（16mM）成正比,6mM Na2S释磷最强,沉积物FeSx的生成量与Na2S浓度呈显着正相关,说明这一阶段释磷以S2-还原金属结合态磷生成FeSx的化学过程为主。第二阶段S2-部分被氧化为SO42-后,为生物-化学协同释磷,SO42-需依赖微生物作用被还原为S2-,才能实现化学释磷过程,因此此阶段呈现出低浓度促进高浓度抑制的释磷特点。14mM Na2S的释磷强度与其浓度呈正比,4mM Na2S组的上覆水PO43--P含量比空白组提升了51.063±2.24%;但6mM Na2S释磷下降至低于空白组。通过碱性磷酸酶活性（APA）的测定,发现6mM的S2-明显抑制了微生物活性,推测认为前期高浓度S2-会对生物酶产生反馈抑制作用,使其在生物-化学协同释磷时无法实现SO42-向S2-的转化,因此释磷强度明显降低。氧化态硫与还原态硫相比释磷出现明显滞后,在第30天后才出现与浓度相关的明显释磷过程,释磷强度与Na2SO4的投加浓度（28mM）成正比,8mM Na2SO4组的上覆水PO43--P比空白组提升了50.827±1.43%。APA与Na2SO4的投加浓度成正比,28mM Na2SO4沉积物中APA为0.050.15 mM/（g·min）,分析认为氧化态SO42-引起的内源磷释放主要是依赖微生物作用被还原为S2-进而促进释磷,其释磷过程的关键在于S2-的生成。（2）通过6种不同形态硫对内源磷环境行为的影响研究发现,Na2SO4、Na2S、Na2S2O3三种溶解态硫均可促进内源磷的释放,然而FeS、FeS2、S0三种固态硫则会使上覆水PO43--P浓度降低。在相同摩尔浓度下（以S计）,释磷强度:Na2S>Na2S2O3>Na2SO4,抑磷程度:FeS2>FeS>S0。三种溶解态硫引起释磷的差异,其关键在于产生的S2-的浓度差异。Na2S和Na2S2O3可直接在体系中产生S2-,因而释磷较快且强度高(二者引起的上覆水PO43--P含量增长率分别为152.29%和120.63%)。由于Na2SO4需要依赖微生物作用还原生成S2-,因此其引起的释磷过程相比Na2S和Na2S2O3出现明显的滞后,释磷强度也较低(上覆水PO43--P含量增长率为29.224%)。由于还原态硫离子可与PO43-产生竞争金属离子（例如铁、锰离子）的作用,可与金属离子结合成溶解度更低的硫化物,置换正磷酸盐,进而促进内源磷的释放。由于三种固态硫因其溶解性低在体系中形成的硫离子含量低,从而对内源磷释放没有明显作用。（3）通过分析硫输入后内源磷形态的变化发现,硫引起内源磷的释放主要以NaOH-P为主,这可能与S2-还原NaOH-P中金属离子有关,氧化态SO42-还可促进酸可提取态磷（D.HCl-P和C.HCl）的释放,这可能与有机磷的矿化有关。此外,硫的输入还会促进中度活性磷（NaOH-P和D.HCl-P）向活性磷（Resin-P和NaHCO3-P）的转化。基于各磷形态生物有效性的研究,Resin-P和NaHCO3-P的生物有效性较高,在0.050.1mg/L浓度下小球藻比生长速率分别高达0.375μ/d和0.254μ/d;NaOH-P在高浓度下（≥0.20mg/L）对小球藻生长的促进效果接近速效磷,也具有较高的生物有效性。因此,硫的输入不仅会引起中等活性的缓效磷NaOH-P的释放,还会促进低生物有效性磷形态向高生物有效性磷形态的转化,具有较高的生态风险。因此,硫对内源磷环境行为的的影响可能是引发“水华”问题的重要因素。
邰子秋[7]（2020）在《典型富营养化湖泊沉积物中不同磷形态的迁移转化研究》文中进行了进一步梳理磷（P）的过量输入而引起的淡水湖泊富营养化在世界范围都是一个严重的水环境问题。不同结构组成的有机磷,具有不同的生物有效性与释放风险。因此,对磷的不同形态的迁移转化机制进行分析,表征湖泊无机磷与有机磷的组成与循环机制,以及生物有效性特征,对控制淡水湖泊沉积物中的内源磷释放具有重要意义。本研究以东部典型淡水浅水湖泊—太湖为例,通过分级提取、氧气培养、31P-NMR等技术,多方面地对湖泊沉积物中的磷的化学行为进行表征,重点研究了太湖竺山湾内沉积物中铁结合磷与有机磷的来源识别与迁移转化机制。研究发现:（1）富营养湖泊沉积物中总磷含量是随深度减小的,磷有表层富集的特性,且有机磷与铁磷和湖泊内源磷释放的关系紧密;（2）沉积物中的氧渗透深度取决于氧气供应,厌氧状态下磷的潜在释放增多;固相铁结合磷的再溶解是不稳定磷的最重要来源;铁结合磷在不同氧化状态下的还原沉淀机制表明,其可以作为有机磷和钙结合磷的中间物,并导致自生钙结合磷的永久埋藏。（3）有机磷中的主要成分为稳定的有机磷组分HA-Po和Res-Po,正磷酸单酯是HA-Po的主要成分,正磷酸二酯的快速不稳定水解进一步促进了正磷酸单酯在沉积物中的积累;HA-Po中部分水解的FA-Po是竺山湾不稳定无机磷的重要来源;湖泊沉积物中含磷有机物的主要来源是内源性藻类残留物,藻类生物量较高的富营养化湖泊中发生了包括酶水解和矿化在内的更快的代谢过程。APA在促进磷酸单酯水解为活性磷酸盐的过程中起着重要的作用。快速的沉积—再矿化机制和APA作用在维持富营养化湖泊中的富营养化中起重要作用。
李勇[8]（2020）在《三岔湖微生物群落结构及其在磷素迁移转化中的作用》文中研究说明湖泊富营养化已成为全球面临的严峻环境问题之一,严重破坏水生生态系统并危及人类饮用水安全。在外源污染物得到有效控制的条件下,湖泊沉积物中磷的释放是引起水体富营养化的重要因素。目前学者主要集中于浅水湖泊富营养化进程中微生物多样性及环境影响因素等方面研究,而在亚深水型湖泊微生物群落结构及其在磷循环过程中的作用研究较少。三岔湖位于长江水系沱江支流绛溪河上游,是成都天府新区重要饮用水源地,属于内源污染、富营养化的亚深水型湖泊。本文以三岔湖为模式湖泊,运用高通量测序、荧光定量PCR、纯培养和室内静态模拟等技术手段,结合生物统计学分析方法,系统研究了水体和沉积物中微生物群落的结构、多样性和丰度及其对主要环境因子的响应机制,分析其在沉积物-水体界面间磷素迁移转换过程中的功能,以期探讨功能微生物对水体富营养化的贡献,为同类型湖泊富营养化的修复和管理提供理论依据。取得的主要成果如下:（1）查明了三岔湖上覆水体和沉积物中磷素形态的时空变化特征。2015～2017年四季上覆水体中总磷（TP）含量的变化范围为0.034～0.227 mg·L-1。其中,库尾和湖湾区水体TP含量较高,而主要来水区含量较低。季节分布上,春冬季水体TP含量高而夏秋季低。溶解性总磷（DTP）是TP的重要组成部分。溶解性正磷酸盐（SRP）是DTP的主要组成部分,它们的时空变化特征与TP类似。水体中SRP和TP含量均与叶绿素a（Chla）含量极显着正相关（p<0.01）,表明磷是三岔湖水体初级生产力的关键限制性营养元素。沉积物中磷素变化特征:TP含量变化范围为0.243～3.774 mg·g-1,其含量处于同类型湖泊的上游。原养殖区沉积物TP含量较高,而主要来水区和湖尾区较低。季节分布上,冬秋季沉积物TP高而春夏季低。盐酸磷（HCl-P）是沉积物中磷素的主要成分,有机磷（OP）次之,而氢氧化钠磷（Na OH-P）含量最低。在不同时空采样点,沉积物中有效态磷类别及其对水体磷的贡献呈现不同的变化格局。沉积物磷素的释放是三岔湖水体富营养化的内源污染物。（2）基于16S r RNA基因的Miseq高通量测序技术研究了2017年三岔湖春、夏、秋和冬季沉积物中细菌群落的结构组成、多样性及分布特征,结果发现,三岔湖沉积物中细菌物种多样性丰富,获得9,325个OTUs,归属于细菌域的64个门,259个纲,1310个属。其中,Proteobacteria、Actinobacteria和Chloroflexi门为主要类群。Metastats检验表明,Actinobacteria和Chloroflexi 2个优势门以及hgc I＿clade、Pseudomonas、Sulfuricurvum、Syntrophus、Dechloromonas和Thiobacillus 6个优势属的相对丰度季节性变化显着（p<0.05）。非度量多维标度分析（NMDS）和聚类分析表明,春季和非春季的沉积物细菌群落形成两个明显的特征类群。其中,春季样本类群聚集,而非春季样本类群彼此混杂。Pearson相关性和冗余分析（RDA）表明,溶解氧（DO）、p H值、温度（T）、磷素和总有机碳（TOC）是影响三岔湖沉积物细菌群落结构的主要环境因子。Pearson相关性和线性回归分析表明,沉积物中的优势门（Actinobacteri和Cyanobacteria）、优势纲（Actinobacteria、Cyanobacteria、Flavobacteriia、Alphaproteobacteria和Chloroplast）和优势属（hgc I＿clade、Pseudomonas和Thiobacillus）的相对丰度与上覆水SRP含量极显着正相关（p<0.01）,而优势门Chloroflexi和优势纲Deltaproteobacteria的相对丰度与上覆水SRP含量极显着负相关（p<0.01）。因此,沉积物细菌类群对水体磷素具有良好的响应,其机制可能与微生物溶磷作用有关。（3）2017年三岔湖春、秋季上覆水浮游细菌群落的高通量测序分析显示,三岔湖上覆水体细菌物种多样性丰富,获得9,557个OTUs,归属于细菌域的55个门,64个纲,732个属。其中,Proteobacteria、Actinobacteria和Firmicutes门是优势类群。Metastats检验表明,两个季节上覆水具有共同的细菌类群,但部分细菌类群的相对丰度季节性差异显着（p<0.05或p<0.01）。Pseudomonas和Bacillus优势属在秋季的相对丰度极显着高于春季（p<0.01）,这可能是它们对秋季浮游植物茂盛生长引起的缺磷水环境的响应。主成分分析（PCA）和聚类分析表明,春、秋季上覆水浮游细菌群落形成两个明显的分支类群。Pearson相关性和RDA分析表明,三岔湖上覆水体浮游细菌群落结构主要受磷素、高锰酸盐指数(CODMn)、DO和p H值的影响。（4）采用高通量测序技术,以碱性磷酸酶（ALP）基因pho D和葡萄糖酸酶（GDH）基因gcd为分子标记,研究了三岔湖沉积物中有机磷溶磷细菌（OPB）和无机磷溶磷细菌（IPB）的多样性、丰度及其对环境因子的响应。结果发现,溶磷细菌的物种多样性丰富,其中Pseudomonas、Streptomyces和Phaeobacter是OPB的优势属,Rhizobiales、Burkholderiales和Pseudomonadales是IPB的优势目。OPB群落在春、秋季的分布差异显着（p<0.05）,但空间异质性不明显（p>0.05）。IPB群落在湖湾和主要来水区呈现显着季节性变化（p<0.05）。p H、DO和上覆水及沉积物的磷素是三岔湖沉积物OPB和IPB细菌群落的关键影响因子。荧光定量PCR分析显示,OPB pho D基因拷贝数在秋季显着高于春季（p<0.05）,且与上覆水SRP含量显着正相关（p<0.05）。IPB gcd基因拷贝数在春季高于秋季,两季的gcd基因的拷贝数与上覆水SRP含量显着正相关（p<0.05）。因此,含pho D和gcd基因溶磷细菌的群落结构和基因拷贝数的变化与上覆水SRP含量变化之间存在时空耦合关系。OPB和IPB可能在三岔湖沉积物-水体界面磷素迁移转化过程中发挥重要的作用。（5）采用选择性培养法,从三岔湖沉积物中分离得到具有稳定溶磷活性的细菌共82株,并对其分类学地位进行了初步鉴定。39株OPB分布于5个属,其中Acidovorax sp.SWWO1711作为OPB鲜见报道。43株IPB分布于9个属,其中Caryophanon tenue SWSI1715和Rhodococcus aetherivorans SWSI178作为IPB鲜见报道。菌株SWSO1719、SWWO1721、SWSI1728、SWSI1734和SWSI1719为潜在的新分类单元。多相分类研究表明,菌株SWWO1721为Spirosoma属的一个潜在的新种,将其命名为三岔湖螺状菌（Spirosoma lacussanchae sp.nov.）。（6）采用液体摇瓶实验和室内静态模拟实验方法研究了分离菌株的溶磷特性。43株IPB能溶解磷酸钙,释放出溶解性磷酸盐（DIP）并使培养液p H值降低。其释磷能力存在差异,释磷量为1.79～102.77 mg·L-1。分离菌株溶磷特性受培养液DIP含量和p H值的影响。分离菌株的释磷量与p H值成极显着的负相关曲线关系（p<0.01）,释磷量符合指数函数的释放特征。大部分IPB菌株培养液投加后,显着促进沉积物中HCl-P的分解和释放（p<0.05）。39株OPB能溶解卵磷脂,释磷量为0.47～70.91 mg·L-1。其溶磷特性受培养液DIP含量和ALP活性相互作用的影响。部分OPB菌株培养液投加后,显着促进沉积物有机磷向无机磷的转化（p<0.05）。三岔湖溶磷细菌在沉积物磷释放过程中发挥重要作用。综上,三岔湖水体富营养化与上覆水和沉积物中微生物在磷循环过程中展现的生态功能相关。三岔湖沉积物中的溶磷微生物资源丰富,其结构组成与环境因子密切相关,在沉积物-水体界面磷的迁移转化过程中发挥重要作用,对水体富营养化有重要贡献。
张瑞明[9]（2019）在《巢湖主要入湖河流沉积物磷赋存特征及其环境意义》文中研究说明磷是自然界中的重要营养元素之一,也是造成湖泊富营养化和水华暴发频繁的关键因素。因此磷在生态系统中的循环受到广泛关注,尤其是由地表径流和废水、污水排放等途径进入河流和湖泊的磷。河流沉积物在磷素的输送过程中充当源与汇的双重角色。沉积物中磷的源-汇角色与磷自身形态有密切关系,不同形态磷的含量、释放及生物有效性特征不仅能够反映区域环境变化的程度,更加能够揭示水与沉积物界面的磷迁移转化规律。随着城市化进程加快,湖泊富营养化问题日益突出,巢湖尤其严重。巢湖主要入湖河流流域多为主要的城市、工业区和农业区域,周围地区内的生活污水和工业废水等都是通过这些河流汇入湖区。大量含磷的污染物首先在河流沉积物中被截留并储存起来,一旦外界条件发生改变,沉积物中的磷就会被释放而重新进入上覆水体中,加剧水体富营养化。巢湖入湖河流很多,以往研究多关注巢湖沉积物而忽略了入湖河流沉积物磷的作用。因此,对巢湖流域河流沉积物磷的相关研究就十分重要。本论文通过对比巢湖流域表层土壤、主要入湖河流和巢湖表层沉积物磷含量分布特征,利用连续提取法将主要入湖河流33个沉积物中的磷分为弱吸附态和溶解性磷（L-P）、铝结合态磷（Al-P）、铁结合态磷（Fe-P）、还原态可溶性磷（RS-P）、钙磷（Ca-P）和残渣态磷（Res-P）等6种形态并分析它们分布特征,利用等温吸附试验对沉积物样品磷的释放及影响因素进行了系统的分析,探讨了河流沉积物不同磷形态的环境指示意义,在此基础上提出了巢湖流域水体富营养化治理的综合措施。主要研究结论如下:1.巢湖流域内,总磷（TP）在不同介质中平均含量的大小顺序是河流表层沉积物>流域表层土壤>巢湖表层沉积物。城乡生活污水、工业废水的排放,以及降雨、径流对表层土壤中细颗粒物质的选择性侵蚀是导致这种分布的主要原因。进入巢湖的河流沉积物,由于磷的释放导致其含量有所降低。2.Fe-P、Al-P、Ca-P、Res-P是巢湖主要入湖河流沉积物中磷的主要存在形态。流域内城市段河流和沉积物中TP平均含量分别为1119 mg·kg-1和808 mg·kg-1,但前者RS-P和Res-P的平均含量低于后者。城市段河流沉积物中L-P、Al-P、Ca-P和Fe-P含量分别为农村段的1.86、3.53、1.11和1.68倍。3.城市段沉积物中各种形态的无机磷的平均含量的顺序从大到小为Fe-P>Al-P>Ca-P>RS-P>L-P。农村段河流沉积物中各种形态的无机磷的平均含量的顺序从大到小为 Fe-P>Ca-P>Al-P>RS-P>L-P。4.南淝河在流经合肥市区后,沉积物中L-P、Al-P、Fe-P和RS-P空间分布大体相似,总体上是下游高于上游。Ca-P和Res-P空间分布大体相似,一般是上游高于下游,沿着河流入湖方向有减少的趋势。沉积物中L-P、Fe-P和Al-P可作为评价人为来源磷输入量大小的重要指标。5.沉积物中TP的空间分布表现为上游高于下游,其含量沿着河流入湖方向呈现递减趋势。L-P、Al-P、Fe-P、RS-P与TP空间分布大体相似,一般是上游高于下游。Ca-P和Res-P空间分布大体相似,一般是上游高于下游,沿着河流入湖方向有减少的趋势。6.河流沉积物生物有效性磷（BAP）的浓度变化范围在111.6-1512.7 mg·kg-1之间,占TP的比例为19.2-86.3%之间,均值为51.2%。7.巢湖主要入湖河流沉积物中L-P和Ca-P都与CaO含量呈正相关,TP、L-P、Fe-P、Al-P、Ca-P、Res-P与OM呈正相关性。BAP含量与上覆水的pH呈正相关,与沉积物中的OM、TP呈正相关。8.巢湖主要入湖河流沉积物中可释放磷（Pr）含量主要是由L-P、A1-P和Ca-P构成,排污导致的河水酸碱性变化影响沉积物磷的释放。9.巢湖主要入湖河流沉积物EPC0的浓度变化范围为0.005-0.324mg·L-1,城市段沉积物EPC0普遍高于农村段河流,上游沉积物EPC0值高于下游。EPC0与沉积物中的OM、CaO含量呈正相关,与上覆水中的电导率呈正相关,与上覆水中的DO呈负相关。10.流经合肥市区的南淝河河流沉积物EPC0值虽然较高,但由于水体中磷浓度常年保持较高水平,河口区的沉积物目前仍然起着汇的作用。通过底泥疏浚的方法削减输入巢湖的磷,应当根据各河段的具体情况进行,项目实施前应当进行系统的源/汇分析,评价沉积物磷的释放潜力。对于沉积物仍然充当汇角色的河段,应当谨慎采用底泥疏浚这种大量耗费人、财、物力的治理方法。
Dong-Heui Kwak,Young-Tae Jeon,Young Duck Hur[10]（2018）在《Phosphorus fractionation and release characteristics of sediment in the Saemangeum Reservoir for seasonal change》文中研究表明Periodical algal blooms result in deposition and release of phosphorus（P） from the sediment into the water. Therefore, during seasonal changes when algal particles begin to settle to the bottom, understanding the behavior and distribution characteristics of the P in sediment is the most important key to manage the water quality of the Saemangeum Reservoir. In this study, the variation of water quality and sediment composition including chlorophyll-a（Chl-a） and P was investigated to determine the interaction between water and sediment. The study focused primarily on algal particle sedimentation that affects the P release and mineralization of sediment. The Chl-a concentration in water showed a sharp decline in October when the algae began to die in the fall, and afterward the concentration of chemical oxygen demand（COD） and total P（TP） in the sediment increased due to the sedimentation of decaying algal particles in November.During the same period of time, the readily bio-available P（RAP） in the sediment showed a drastic increase in the upper region where the Chl-a concentration of water was high. In sequence, the high RAP zone shifted from the upper region to the lower region in the early winter. The RAP shift was considered to be derived from the physical flow of the overlying water from which the decomposing algae settled on the surface of the sediment. The Saemangeum Reservoir was constructed recently; therefore, all the types of inorganic P fractions except soluble reactive phosphorus（SRP） that exist on the bottom surface of the lake and the marsh’s sediment layer were not sufficient to significantly influence the overlying water. On the other hand, the released P from the algae was distinct and sensitive to the seasonal change. In conclusion,the algal particle sedimentation was important to control eutrophication rather than P release from the mineralized inorganic P of the sediment surface layer in the Seamangeum Reservoir.
二、Sequential fractionation of reactive phosphorus in the sediment of a shallow eutrophic lake——Donghu Lake, China（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、Sequential fractionation of reactive phosphorus in the sediment of a shallow eutrophic lake——Donghu Lake, China（论文提纲范文）
（1）贵州草海沉积物-植物碳氮磷时空分布特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 湖泊碳氮磷研究进展 |
| 1.2.2 化学计量学研究进展 |
| 1.2.3 水生植物碳氮磷研究进展 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 研究区域概况及研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理概况 |
| 2.1.2 水文概况 |
| 2.1.3 植被概况 |
| 2.1.4 气候概况 |
| 2.2 采集样品 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 水体、植物、沉积物常规指标分析 |
| 2.3.2 沉积物磷形态分析 |
| 2.3.3 沉积物铁、锰元素形态分析 |
| 2.3.4 数据分析方法 |
| 第三章 草海上覆水时空分布特征 |
| 3.1 水体理化指标时空变异性 |
| 3.1.1 CODMn时空分布特征 |
| 3.1.2 Chl.a时空分布特征 |
| 3.1.3 TN时空分布特征 |
| 3.1.4 TP时空分布特征 |
| 3.2 水体富营养化时空变异性 |
| 3.2.1 水体综合营养指数时空分布特征 |
| 3.2.2 草海水体理化指标主成分分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 草海碳氮磷及化学计量比时空分布特征 |
| 4.1 沉积物碳氮磷及化学计量时空变异性 |
| 4.1.1 沉积物碳氮磷含量时空分布特征 |
| 4.1.2 沉积物有机质及氮磷营养盐污染评价 |
| 4.1.3 沉积物化学计量比时空分布特征 |
| 4.1.4 草海沉积物碳氮磷化学计量主成分分析 |
| 4.2 植物碳氮磷及化学计量时空变异性 |
| 4.2.1 不同类型水生植物碳氮磷含量特征 |
| 4.2.2 不同类型水生植物化学计量比特征 |
| 4.2.3 光叶眼子菜化学计量比时间分布特征 |
| 4.2.4 植物化学计量内稳性特征 |
| 4.2.5 草海沉水植物种群变化特征 |
| 4.3 分析讨论 |
| 4.3.1 沉积物碳氮磷及化学计量相关性分析 |
| 4.3.2 沉积物与植物化学计量相关性分析 |
| 4.3.3 沉积物碳氮磷及化学计量与水体理化相关性分析 |
| 4.3.4 光叶眼子菜化学计量比与环境因子冗余分析 |
| 4.3.5 光叶眼子菜与水体、沉积物氮磷含量拟合分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 草海沉积物磷形态时空分布特征 |
| 5.1 沉积物铁、锰元素含量 |
| 5.2 沉积物磷形态时空变异性 |
| 5.2.1 2019年磷形态空间分布特征 |
| 5.2.2 2020年磷形态空间分布特征 |
| 5.2.3 磷形态年际变化特征 |
| 5.3 分析讨论 |
| 5.3.1 水体理化指标与磷形态相关性分析 |
| 5.3.2 铁锰元素与磷形态相关性分析 |
| 5.3.3 植物、沉积物碳氮磷与磷形态相关性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间主要研究成果 |
| 基金 |
（3）土壤-水体系中重要金属的分布和动力学：腐殖质的作用及其转化机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| ACKNOWLEDGEMENT |
| LIST OF ABBREVIATION |
| Chapter1 General introduction |
| 1.1 Context of the study |
| 1.2 Statement of the problem |
| 1.3 Aim and Scope of the study |
| 1.4 Significance of the Study |
| 1.5 Overview of the Study |
| 1.6 Research questions and hypothesis |
| References |
| Chapter2 Literature review |
| 2.1 Metals in the environment |
| 2.1.1 Distribution and dynamics of metals |
| 2.1.2 Metal-Humic Substances Complexation |
| 2.1.3 Theory of Complexation |
| 2.1.4 Importance of Complexation |
| 2.2 Organic matter in the environment |
| 2.2.1 Global distribution of DOM in surface water |
| 2.2.2 Global distribution of soil organic carbon(SOC) |
| 2.2.3 Humic substances in soil |
| 2.3 Characterization of fluorescent dissolved organic matter(FDOM)using EEM-PARAFAC modeling and their complexation with trace metals |
| 2.4 Environmental significance of soil humic substances |
| 2.4.1 Biogeochemical processes and role of humic substances in soil-water paradigm |
| 2.4.2 Soil aggregation and erosion control |
| 2.4.3 Engineering perspectives of humic substances and metals in nature |
| 2.5 Extraction of soil Humic Substances |
| 2.6 Degradation of soil humic substances |
| 2.7 Climatic zones and topography of China |
| 2.8 Environmental factors and transformation of humic substances |
| 2.8.1 Effects of temperature and climate change |
| 2.8.2 Global warming and its effects on humic substances |
| References |
| Chapter3 Materials and methods |
| 3.1 Experimental design |
| 3.1.1 Field observation |
| 3.1.1.1 Experimental design,method and analysis-study1 |
| 3.1.1.2 Experimental design,method and analysis-study2 |
| 3.1.1.3 Experimental design,method and analysis-study3 |
| 3.1.2 Experimental observation |
| 3.1.2.1 Experimental design,method and analysis-study4 |
| 3.2 Measurement of soil physico-chemical parameters |
| 3.2.1 Soil water content |
| 3.2.2 p H and EC |
| 3.2.3 STC,SOC and elemental analysis |
| 3.2.4 Stable isotope(~(13)C and~(15)N) |
| 3.2.5 Particle size analysis |
| 3.3 Analysis of surface water and extracted DOM |
| 3.3.1 Dissolved organic carbon(DOC) |
| 3.3.2 Nutrients |
| 3.3.3 UV-VIS absorbance |
| 3.3.4 Fluorescence EEM measurement and PARAFAC modeling |
| 3.4 Soil digestion |
| 3.5 Metal analysis |
| 3.6 Statistical analysis |
| 3.6.1 Multivariate Statistical Analysis |
| 3.7 Spatial analysis |
| References |
| Chapter4 Metals transportation via fluorescent dom and their source characteristics in inland water under different climatic conditions |
| 4.1 Introduction |
| 4.2 Methods and methodology |
| 4.2.1 Sample collection and preparation |
| 4.2.2 Analysis of filtered water |
| 4.2.3 Metals analysis |
| 4.2.4 Multivariate Statistical Analysis |
| 4.2.5 Producing heatmap by biplot analysis |
| 4.2.6 Spatial analysis |
| 4.3 Results |
| 4.3.1 Spatial distributions and biogeochemical changes of the physicochemical parameters over the study area |
| 4.3.2 Occurrence of metals and their distribution pattern in the inland surface waters across China |
| 4.3.3 Characterization of FDOM in inland surface waters using EEM-PAAFAC model |
| 4.3.4 Metal adsorption on particulate organic matter(POM) |
| 4.4 Discussions |
| 4.4.1 Biogeochemical transportation dynamics of metals via FDOM and their source characteristics |
| 4.4.2 Biogeochemical occurrences of metals both in complexation with FDOM and anionic state in surface water |
| 4.4.3 Biogeochemical processes of metals with physicochemical properties |
| 4.4.4 Source apportionment of metals in inland surface water |
| 4.4.5 Climatic functions-temperature gradient can accelerate metal transportation and its distribution pattern |
| 4.4.6 Conceptual model for metals-HS interaction and their mobility |
| 4.5 Conclusion |
| References |
| Chapter5 Insights into solubility of soil humic substances and their fluorescence characterization in three characteristic soils |
| 5.1 Introduction |
| 5.2 Materials and methods |
| 5.2.1 Soil sampling sites |
| 5.2.2 Analytical methods |
| 5.2.3 Fluorescence EEM measurement and PARAFAC modeling |
| 5.2.4 Spatial and Statistical Analysis |
| 5.3 Results and discussion |
| 5.3.1 Physicochemical properties of soils |
| 5.3.2 Sample collection and preparation |
| 5.3.3 EEM-PARAFAC modeling of soil HS |
| 5.3.4 Solubility of HS and nutrients |
| 5.3.4.1 Effect of extraction time |
| 5.3.4.2 Effect of the extractants type |
| 5.3.4.3 Effect of the solid to liquid ratio |
| 5.3.4.4 Effect of sequential extraction |
| 5.3.4.5 Concluding comments on solubility effects |
| 5.3.5 Dissolved Si behavior and its correlation with HS solubility |
| 5.3.6 Evidence of the progressively decomposing nature of HS |
| 5.3.7 Significance and potential influence of soil properties on HS solubility |
| 5.4 Conclusions |
| References |
| Chapter6 Fluorescence characteristics of soil humic substances and their biogeochemical consequences on metals in diverse soils |
| 6.1 Introduction |
| 6.2 Materials and methods |
| 6.2.1 Sampling design |
| 6.2.2 Sample Collection and Preparation |
| 6.2.3 Measurement of soil physico-chemical parameters |
| 6.2.4 Extraction method of soil DOM or HS |
| 6.2.4.1 Current extraction methods and limitations |
| 6.2.4.2 Comparison between traditional method and novel extraction method |
| 6.2.4.3 Description of the novel extraction method |
| 6.2.5 Analysis of extracted DOM |
| 6.2.6 Soil digestion and metals analysis |
| 6.2.7 Statistical Analysis |
| 6.2.8 Spatial analysis |
| 6.3 Results |
| 6.3.1 Physico-chemical and isotopic characterization of soil samples |
| 6.3.2 Characterization of soil humic substances |
| 6.3.3 DOC and nutrients(organic and inorganic)concentrations in extracted DOM |
| 6.3.4 Metals concentrations in fractionated DOM |
| 6.3.5 Metal concentrations in soil |
| 6.4 Discussion |
| 6.4.1 Uniqueness of soil humic substances properties |
| 6.4.2 Variation of HS and nutrients content in contrasting soil ecosystem |
| 6.4.3 Biogeochemical transformation and dynamics of humic substances and metals in soil |
| 6.4.4 Soil characteristics and metal concentrations |
| 6.4.5 HS relationship with soil characteristics and metals in soil and fractionated DOM |
| 6.5 Conclusion |
| References |
| Chapter7 Sunlight and dark-induced transformation of soil humic substances and their biogeochemical consequences on metals in forest soil |
| 7.1 Introduction |
| 7.2 Materials and methods |
| 7.2.1 Sampling design |
| 7.2.2 Sample Collection and Preparation |
| 7.2.3 Experimental set up |
| 7.2.4 Measurement of soil physico-chemical parameters |
| 7.2.5 Extraction of soil DOM |
| 7.2.6 Analytical measurements of extracted DOM |
| 7.2.7 Soil digestion and metal analysis |
| 7.2.8 Statistical Analysis |
| 7.3 Results |
| 7.3.1 Physico-chemical changes of experimental samples under sunlight irradiation,microbial incubation and control condition |
| 7.3.2 Changes in natural abundance of 13C and 15N of experimental samples |
| 7.3.3 Temporal variation of DOC and nutrients during photo-microbial-control experiments |
| 7.3.4 EEM-PARAFAC components and their fluorescence intensities |
| 7.3.5 Changes in metals concentrations over photo-microbial effects |
| 7.4 Discussions |
| 7.4.1 Progressive decomposing nature of soil humic substances |
| 7.4.2 Biogeochemical transformation and dynamics of humic substances in soil |
| 7.4.3 Biogeochemical release and dynamics of metals |
| 7.4.4 Conceptual model for photo-microbial transformation mechanisms of soil humic substances |
| 7.5 Conclusion |
| References |
| Chapter8 General conclusions |
| Appendix A |
| Appendix B |
| Publications and participation in scientific research |
（4）三峡库区支流消落带土壤磷赋存形态及释放风险研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 三峡库区消落带概述 |
| 1.1.1 三峡库区消落带分布特征 |
| 1.1.2 周期性淹没-出露对消落带土壤的影响 |
| 1.2 消落带土壤磷赋存形态 |
| 1.2.1 土壤磷赋存形态提取与测定 |
| 1.2.2 三峡库区消落带土壤磷赋存形态的空间分布 |
| 1.2.3 水库运行对消落带土壤磷赋存形态影响机制 |
| 1.3 消落带土壤磷释放风险 |
| 1.3.1 消落带土壤磷释放途径与潜力 |
| 1.3.2 消落带土壤磷释放风险指示指标 |
| 1.3.3 消落带土壤磷释放量计算 |
| 1.4 薄膜梯度技术 |
| 1.4.1 原位被动采样技术 |
| 1.4.2 DIFS模型 |
| 1.4.3 DGT技术以及DIFS模型的应用 |
| 1.5 研究目的与主要内容 |
| 1.5.1 研究背景与目的 |
| 1.5.2 研究的主要内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 研究区域与采样点 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.2 水位变化 |
| 2.3 采样点布设 |
| 3 澎溪河流域消落带土壤磷形态空间分布 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 数据处理 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 基本理化性质 |
| 3.2.2 磷形态 |
| 3.2.3 磷形态与地理因子、土壤组成间的关系 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 消落带土壤粒径 |
| 3.3.2 消落带土壤元素组成 |
| 3.3.3 消落带土壤磷形态 |
| 3.4 小结 |
| 4 干燥再湿润对消落带土壤磷赋存形态的影响 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 样品采集 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 基本理化性质 |
| 4.2.2 总磷以及活性磷 |
| 4.2.3 可酶解有机磷组分 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 干燥再湿润对土壤理化性质的影响 |
| 4.3.2 干燥再湿润对土壤磷赋存形态的影响 |
| 4.3.3 利用酶解法量化干燥再湿润后土壤活性磷增加的主要来源 |
| 4.4 小结 |
| 5 淹水条件下消落带土壤磷释放过程 |
| 5.1 材料和方法 |
| 5.1.1 土-水垂直剖面可溶态磷、铁监测 |
| 5.1.2 常规监测 |
| 5.1.3 DIFS模型 |
| 5.1.4 土-水界面磷交换通量 |
| 5.2 实验结果 |
| 5.2.1 水环境现状 |
| 5.2.2 消落带土壤理化性质 |
| 5.2.3 消落带土-水垂直剖面可溶态磷、铁垂直分布 |
| 5.2.4 DIFS模型计算 |
| 5.2.5 淹水条件下消落带土-水界面磷释放通量 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 三峡水库运行对澎溪河水质的影响 |
| 5.3.2 淹水条件下消落带土壤对间隙水中磷的补充 |
| 5.3.3 淹水条件下消落带土-水界面磷释放通量 |
| 5.4 小结 |
| 6 澎溪河流域消落带土壤磷释放风险研究 |
| 6.1 材料和方法 |
| 6.1.1 供试土壤 |
| 6.1.2 实验方法 |
| 6.1.3 土壤磷饱和度 |
| 6.1.4 消落带土壤可溶态磷流失量估算 |
| 6.2 实验结果 |
| 6.2.1 水提取磷 |
| 6.2.2 Al:Fe |
| 6.2.3 磷饱和度 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 三峡区域支流消落带土壤磷释放风险 |
| 6.3.2 周期性淹没对消落带土壤磷饱和度的影响 |
| 6.3.3 利用磷饱和度估算消落带土壤可溶态磷流失量 |
| 6.4 小结 |
| 7 结论和建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.英文缩写对照表 |
| B.DIFS模型输出参数 |
| C.作者在攻读博士学位期间发表的论文 |
| D.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（5）磁性铁基和锆铁基材料对沉积物中磷释放的控制作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 控制地表水体内源磷释放的方法 |
| 1.2.1 底泥疏浚 |
| 1.2.2 人工曝气 |
| 1.2.3 硝酸盐原位处理 |
| 1.2.4 生态修复 |
| 1.2.5 原位覆盖/添加技术 |
| 1.3 钝化剂的研究进展 |
| 1.3.1 非磁性铁基钝化剂 |
| 1.3.2 非磁性锆基钝化剂 |
| 1.3.3 非磁性其它钝化剂 |
| 1.3.4 磁性钝化剂 |
| 1.4 研究思路及内容 |
| 第二章 磁改性活性炭覆盖和添加技术对沉积物中磷释放的控制效果与机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料 |
| 2.2.2 磁性炭的制备和表征 |
| 2.2.3 磷酸盐吸附/解吸实验 |
| 2.2.4 沉积物培养实验 |
| 2.2.5 覆盖材料中不同形态磷的连续提取 |
| 2.2.6 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 磁性炭的表征 |
| 2.3.2 磁性炭对磷的吸附和解吸 |
| 2.3.3 磁性炭覆盖和添加对上覆水中SRP浓度的影响 |
| 2.3.4 磁性炭覆盖和添加对P_(DGT)的影响 |
| 2.3.5 吸磷后磁性炭中磷的稳定性 |
| 2.3.6 实际应用启示 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 磁性锆铁改性膨润土覆盖对沉积物中磷释放的控制作用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 M-ZrFeBT的制备和表征 |
| 3.2.3 沉积物培养实验 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 磁性锆铁改性膨润土的表征 |
| 3.3.2 磁性锆铁改性膨润土对磷酸盐的吸附性能和机理 |
| 3.3.3 磁性锆铁改性膨润土覆盖控制沉积物磷释放的效率和机制 |
| 3.3.4 回收的覆盖层磷形态分析 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 磁性锆铁改性膨润土添加对沉积物磷迁移与形态转化的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 磁性锆铁改性膨润土的制备 |
| 4.2.3 吸附实验 |
| 4.2.4 磁分离特性实验 |
| 4.2.5 沉积物培养实验 |
| 4.2.6 沉积物和改良剂磷形态分级提取 |
| 4.2.7 沉积物和改良剂生物有效磷提取 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 磁性锆铁改性膨润土的吸磷能力和磁分离能力 |
| 4.3.2 磁性锆铁改性膨润土添加对上覆水理化性质的影响 |
| 4.3.3 磁性锆铁改性膨润土添加对间隙水中磷的影响 |
| 4.3.4 磁性锆铁改性膨润土添加对沉积物磷形态的影响 |
| 4.3.5 磁性锆铁改性膨润土添加对沉积物磷生物有效性的影响 |
| 4.3.6 被磁性锆铁改性膨润土所吸附磷的形态分布特征和生物有效性 |
| 4.3.7 磁性锆铁改性膨润土添加控制沉积物磷释放的机制 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 基于织物包裹磁性锆铁改性膨润土的覆盖系统对沉积物中磷释放的控制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 覆盖装置的制备 |
| 5.2.2 沉积物培养实验 |
| 5.2.3 化学分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 覆盖装置对上覆水中DO和pH值的影响 |
| 5.3.2 覆盖装置对上覆水中SRP浓度和P_(DGT)浓度的影响 |
| 5.3.3 覆盖装置对沉积物间隙水中的SRP浓度和P_(DGT)浓度的影响 |
| 5.3.4 覆盖材料中磷的形态分布特征 |
| 5.3.5 覆盖装置控制沉积物磷释放的机制 |
| 5.3.6 对实际应用的启示 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.1.1 磁改性活性炭覆盖和添加技术对控制沉积物中磷酸盐释放的影响 |
| 6.1.2 磁性锆铁改性膨润土覆盖对沉积物中磷释放的控制作用 |
| 6.1.3 磁性锆铁改性膨润土添加对沉积物磷迁移与形态转化的影响 |
| 6.1.4 基于织物包裹磁性锆铁改性膨润土的覆盖系统对沉积物中磷释放的控制 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究生期间研究成果 |
（6）城市河道硫对内源磷环境行为及其生物有效性的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 问题的提出与研究意义 |
| 1.2 淡水沉积物硫环境行为的研究现状 |
| 1.2.1 硫的含量及其赋存特征 |
| 1.2.2 硫在泥水界面的环境行为及其相关微生物 |
| 1.3 淡水沉积物磷环境行为的研究现状 |
| 1.3.1 磷的分级提取方法及赋存形态 |
| 1.3.2 磷在泥水界面的环境行为及其相关微生物 |
| 1.4 硫对内源磷环境行为影响的研究现状 |
| 1.5 磷对藻类生长作用的研究现状 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 研究对象 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 不同硫浓度对内源磷行为的影响研究 |
| 2.2.2 不同硫形态对内源磷行为的影响研究 |
| 2.2.3 硫驱动的内源磷释放及其生物有效性研究 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规理化指标 |
| 2.3.2 沉积物中磷分级提取方法 |
| 2.3.3 黄铁矿的测定 |
| 2.3.4 X射线衍射分析和X光电子能谱分析 |
| 2.4 数理统计 |
| 第三章 不同浓度硫对城市河道内源磷环境行为的影响研究 |
| 3.1 体系pH和 ORP对不同浓度硫输入后的响应 |
| 3.2 不同浓度硫对内源磷环境行为的影响 |
| 3.2.1 泥水界面内源磷释放通量 |
| 3.2.2 上覆水主要磷浓度变化 |
| 3.2.3 间隙水主要磷浓度变化 |
| 3.2.4 沉积物总磷对不同浓度硫输入后的响应 |
| 3.3 不同浓度硫对泥水界面主要硫铁形态的影响 |
| 3.3.1 上覆水和间隙水主要硫形态变化 |
| 3.3.2 沉积物主要硫形态变化 |
| 3.3.3 上覆水主要铁形态变化 |
| 3.4 不同浓度硫对沉积物微生物的影响 |
| 3.5 不同浓度硫对城市河道内源磷行为的作用分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 不同形态硫对城市河道内源磷环境行为的影响研究 |
| 4.1 不同形态硫对内源磷环境行为的影响 |
| 4.1.1 泥水界面内源磷释放通量 |
| 4.1.2 上覆水主要磷浓度变化 |
| 4.1.3 间隙水主要磷浓度变化 |
| 4.1.4 沉积物总磷对不同浓度硫输入后的响应 |
| 4.2 不同形态硫条件下泥水界面主要硫铁形态的变化 |
| 4.2.1 上覆水主要硫形态变化 |
| 4.2.2 沉积物主要硫形态的变化 |
| 4.2.3 泥水界面硫归趋分析 |
| 4.2.4 上覆水主要铁形态变化 |
| 4.2.5 间隙水主要铁形态变化 |
| 4.3 磷、硫和铁主要形态动态变化的相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 硫驱动的内源磷释放特征及其生物有效性研究 |
| 5.1 城市河道沉积物内源磷形态分布特征 |
| 5.2 硫对沉积物内源磷赋存形态的影响 |
| 5.2.1 不同浓度硫对沉积物内源磷赋存形态的影响 |
| 5.2.2 不同形态硫对沉积物内源磷赋存形态的影响 |
| 5.2.3 不同内源磷形态生物有效性讨论 |
| 5.3 硫影响沉积物内源磷环境行为的作用机制分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 论文创新 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间研究成果 |
| 致谢 |
（7）典型富营养化湖泊沉积物中不同磷形态的迁移转化研究（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 湖泊中磷的不同形态及意义 |
| 1.2.2 磷的不同化学形态的提取方法的发展 |
| 1.2.3 磷酸盐提取检测方法 |
| 1.2.4 薄膜扩散梯度技术 |
| 1.2.5 有机磷的提取与表征方法 |
| 1.2.6 湖泊中碱性磷酸酶的研究进展 |
| 1.3 研究意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 研究区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品的采集与处理 |
| 2.3 样品分析 |
| 第三章 湖泊沉积物中的磷形态分布 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集与预处理 |
| 3.2.2 SMT分级提取法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 实验结果分析 |
| 3.3.1 湖泊沉积物中磷含量变化 |
| 3.3.2 沉积物中不同形态磷的变化 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 沉积物中铁结合的磷的迁移转化及重要作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集与处理 |
| 4.2.2 氧气渗透动力学实验 |
| 4.2.3 铁结合的磷的氧气培养实验 |
| 4.2.4 P形态连续提取 |
| 4.3 分析与测试 |
| 4.3.1 测试方法 |
| 4.3.2 样品分析与检测 |
| 4.3.2.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 4.3.2.2 ~(57)Fe-M?ssbauer光谱 |
| 4.3.2.3 总元素组成和硫化物含量 |
| 4.3.3 数据分析方法 |
| 4.4 实验结果分析 |
| 4.4.1 氧气动力学实验结果 |
| 4.4.2 沉积物剖面中磷库的变化 |
| 4.4.3 Fe~(2+)和DRP在间隙水中的扩散 |
| 4.4.4 SEM-EDS分析 |
| 4.4.5 ~(57)Fe-M?ssbauer光谱 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 氧气动力学的影响 |
| 4.5.2 铁结合磷的来源识别 |
| 4.5.3 铁结合磷的迁移转化 |
| 4.5.4 Fe-P的中间体作用 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 沉积物有机磷的来源识别与迁移转化 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 样品采集 |
| 5.2.2 沉积物P形态连续分析 |
| 5.2.3 溶液~(31)P-NMR光谱分析 |
| 5.2.4 总有机碳(TOC)、总氮(TN)和C与 N稳定同位素的测量 |
| 5.2.5 碱性磷酸酶活性(APA)和酶动力学参数测量 |
| 5.3 实验结果分析 |
| 5.3.1 C/N质量比以及δ~(13)C和 δ~(15)N对沉积物剖面的影响 |
| 5.3.2 沉积物岩芯中磷组分的浓度和变化 |
| 5.3.3 沉积物中的APA和酶动力学参数 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 沉积藻类是沉积物中含磷有机物的来源 |
| 5.4.2 Po组分之间的关系 |
| 5.4.3 APA对沉积物中Po的调节作用 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点与不足 |
| 6.2.1 创新点 |
| 6.2.2 不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）三岔湖微生物群落结构及其在磷素迁移转化中的作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 湖泊中的磷循环 |
| 1.1.1 富营养化 |
| 1.1.2 磷素循环 |
| 1.2 湖泊水体和沉积物中磷素形态以及磷释放条件 |
| 1.2.1 湖泊水体中磷素形态 |
| 1.2.2 湖泊沉积物中磷素形态及其释放条件 |
| 1.3 微生物多样性研究方法 |
| 1.3.1 传统法 |
| 1.3.2 生化成分分析法 |
| 1.3.3 现代分子生物学技术 |
| 1.4 溶磷细菌的研究进展 |
| 1.4.1 溶磷细菌的种类 |
| 1.4.2 溶磷细菌溶磷机理 |
| 1.4.3 溶磷细菌的分子生物学机制 |
| 1.5 三岔湖概况 |
| 1.5.1 三岔湖自然社会环境概况 |
| 1.5.2 三岔湖总体水质和水体及沉积物磷污染情况 |
| 1.6 研究背景 |
| 1.7 研究目的、意义和内容 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 研究技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 采样地点与时间 |
| 2.2 水样采集 |
| 2.3 水质理化因子分析方法 |
| 2.4 沉积物样品采集 |
| 2.5 沉积物理化性质分析 |
| 2.6 沉积物和上覆水DNA提取 |
| 2.7 16S rRNA基因的PCR扩增 |
| 2.8 细菌ALP基因phoD PCR扩增 |
| 2.9 细菌GDH基因gcd PCR扩增 |
| 2.10 Illumina Miseq测序及数据处理分析 |
| 2.11 pho D/gcd基因荧光定量PCR |
| 2.11.1 DNA提取和pho D/gcd基因的扩增 |
| 2.11.2 标准质粒构建 |
| 2.11.3 构建标准曲线 |
| 2.11.4 沉积物中pho D/gcd基因的检测 |
| 2.12 沉积物中可培养PSB的分离和系统发育分析 |
| 2.12.1 培养基 |
| 2.12.2 PSB的分离 |
| 2.12.3 PSB的系统发育分析 |
| 2.13 PSB溶磷能力测定 |
| 2.13.1 溶磷圈的测定 |
| 2.13.2 液体摇瓶实验 |
| 2.13.3 室内静态模拟实验 |
| 2.14 1株潜在新种的多项分类研究 |
| 2.14.1 菌株来源 |
| 2.14.2 培养基 |
| 2.14.3 方法 |
| 2.15 统计分析 |
| 2.16 序列登记号 |
| 2.16.1 水体中16SrRNA基因序列登记号 |
| 2.16.2 沉积物中pho D/gcd基因和16S r RNA基因序列登记号 |
| 第3章 三岔湖上覆水和沉积物中磷素的分布特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 三岔湖上覆水理化性质和季际变化 |
| 3.2.2 三岔湖表层沉积物中不同形态磷素组分的时空分布 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 沉积物磷含量与分布比较 |
| 3.3.2 沉积物有效态磷 |
| 3.3.3 沉积物中磷赋存形态主要影响因素 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 三岔湖沉积物中细菌群落结构组成的季节变化与空间分布 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 上覆水和沉积物理化性质 |
| 4.2.2 16S r RNA基因V3~V4 高变区PCR扩增结果 |
| 4.2.3 细菌多样性和丰度 |
| 4.2.4 细菌群落分类学组成及时空变化 |
| 4.2.5 细菌群落结构比较 |
| 4.2.6 沉积物细菌群落与环境理化因子的相关性 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 沉积物细菌多样性及群落组成比较 |
| 4.3.2 季节因素对沉积物细菌群落结构影响 |
| 4.3.3 沉积物细菌群落结构对环境因子的响应 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 三岔湖上覆水体浮游细菌多样性和组成时空变化 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 上覆水体的理化性质 |
| 5.2.2 16S r RNA基因V3~V4 高变区PCR扩增结果 |
| 5.2.3 细菌多样性和丰度 |
| 5.2.4 细菌群落分类学组成及时空变化 |
| 5.2.5 细菌群落组成与结构比较分析 |
| 5.2.6 细菌群落与环境理化因子的相关性 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 水体浮游细菌的组成和功能 |
| 5.3.2 水体浮游细菌群落分布的主要控制因素 |
| 5.3.3 上覆水体与沉积物细菌群落比较 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 基于高通量测序的三岔湖沉积物溶磷细菌群落结构与时空分布 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 环境样品DNA和 pho D及 gcd功能基因PCR产物检测 |
| 6.2.2 三岔湖沉积物OPB pho D基因的多样性和群落结构分析 |
| 6.2.3 三岔湖沉积物IPB gcd基因的多样性和群落结构分析 |
| 6.2.4 三岔湖沉积物OPB pho D基因和IPB gcd基因的定量分析 |
| 6.2.5 三岔湖沉积物OPB和 IPB群落分布与环境因子的相关性 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 沉积物中功能类群和功能基因的组成及环境影响因素 |
| 6.3.2 湖泊沉积物功能微生物对富营养化水体有效磷的响应 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 三岔湖沉积物中可培养溶磷细菌多样性与释磷能力研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 溶磷细菌的分离筛选结果 |
| 7.2.2 溶磷细菌的鉴定与多样性 |
| 7.2.3 溶磷细菌溶磷能力研究 |
| 7.2.4 SWWO1721菌株的分类鉴定 |
| 7.3 讨论 |
| 7.3.1 可培养溶磷细菌多样性 |
| 7.3.2 可培养溶磷细菌溶磷特性 |
| 7.3.3 传统功能鉴定法和功能基因分子标记法的比较 |
| 7.4 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文及其他成果 |
（9）巢湖主要入湖河流沉积物磷赋存特征及其环境意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 相关研究进展 |
| 1.2.1 磷对水体富营养化的限制作用 |
| 1.2.2 土壤和水体沉积物中磷的分布 |
| 1.2.3 土壤和沉积物磷的形态分级 |
| 1.2.4 沉积物磷释放及其影响因素 |
| 1.2.5 沉积物磷生物有效性 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 研究区地理位置 |
| 2.1.2 研究区概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 河流沉积物样品采集与处理 |
| 2.2.2 土壤和湖泊沉积物样品的采集 |
| 2.2.3 实验分析方法 |
| 2.2.4 数据处理分析 |
| 3 巢湖流域土壤和水体沉积物磷的分布特征 |
| 3.1 土壤和水体沉积物TP含量的统计特征 |
| 3.2 表层土壤和水体沉积物TP的空间分布 |
| 3.2.1 表层土壤TP的空间分布特征 |
| 3.2.2 河流沉积物中TP的空间分布 |
| 3.2.3 巢湖表层沉积物TP空间分布特征 |
| 3.3 土壤和沉积物TP空间分布的影响因素 |
| 3.3.1 土壤TP空间分布的影响因素 |
| 3.3.2 影响巢湖表层沉积物TP空间分布的因素 |
| 4 巢湖主要入湖河流沉积物磷形态特征 |
| 4.1 巢湖主要入湖河流水样和沉积物基本特征 |
| 4.1.1 巢湖主要入湖河流水质基本特征 |
| 4.1.2 巢湖主要入湖河流沉积物理化特征 |
| 4.2 巢湖主要入湖河流沉积物磷赋存形态 |
| 4.2.1 沉积物中各形态磷的含量 |
| 4.2.2 沉积物中各形态磷的空间分布 |
| 4.3 巢湖河流沉积物磷形态的环境意义 |
| 4.3.1 河流沉积物磷形态及其环境指示意义 |
| 4.3.2 河流沉积物BAP的环境意义 |
| 5 巢湖主要入湖河流沉积物磷释放风险评估 |
| 5.1 巢湖主要入湖河流沉积物磷释放风险 |
| 5.2 巢湖主要入湖河流沉积物磷释放风险评估 |
| 5.2.1 沉积物EPC_0分布 |
| 5.2.2 沉积物EPC_0的影响因素 |
| 5.3 基于EPC_0值的磷源/汇分析及对治理对策的启示 |
| 6 结论与讨论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 论文创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 已发表论文 |
| 致谢 |
（10）Phosphorus fractionation and release characteristics of sediment in the Saemangeum Reservoir for seasonal change（论文提纲范文）
| 1. Introduction |
| 2. Materials and methods |
| 2.1. Site and location of the Saemangeum Reservoir |
| 2.2. Sampling and analysis |
| 3. Results and discussion |
| 3.1. Water quality and aquatic environment |
| 3.2. Fractionation and distribution of P |
| 3.3. T-P release and variation of inorganic P fraction |
| 4. Conclusions |
| Acknowledgements |
四、Sequential fractionation of reactive phosphorus in the sediment of a shallow eutrophic lake——Donghu Lake, China（论文参考文献）
- [1]贵州草海沉积物-植物碳氮磷时空分布特征[D]. 王天佑. 贵州师范大学, 2021
- [2]Nutrients regeneration pathway, release potential, transformation pattern and algal utilization strategies jointly drove cyanobacterial growth and their succession[J]. Hui Li,Chunlei Song,Liu Yang,Hangdao Qin,Xiuyun Cao,Yiyong Zhou. Journal of Environmental Sciences, 2021(05)
- [3]土壤-水体系中重要金属的分布和动力学：腐殖质的作用及其转化机制[D]. Mohammad Mohinuzzaman. 天津大学, 2020
- [4]三峡库区支流消落带土壤磷赋存形态及释放风险研究[D]. 王超. 重庆大学, 2020(02)
- [5]磁性铁基和锆铁基材料对沉积物中磷释放的控制作用研究[D]. 王艳. 上海海洋大学, 2020(02)
- [6]城市河道硫对内源磷环境行为及其生物有效性的影响研究[D]. 许怡雯. 华东师范大学, 2020(10)
- [7]典型富营养化湖泊沉积物中不同磷形态的迁移转化研究[D]. 邰子秋. 南京信息工程大学, 2020(02)
- [8]三岔湖微生物群落结构及其在磷素迁移转化中的作用[D]. 李勇. 西南交通大学, 2020(06)
- [9]巢湖主要入湖河流沉积物磷赋存特征及其环境意义[D]. 张瑞明. 南京大学, 2019(01)
- [10]Phosphorus fractionation and release characteristics of sediment in the Saemangeum Reservoir for seasonal change[J]. Dong-Heui Kwak,Young-Tae Jeon,Young Duck Hur. International Journal of Sediment Research, 2018(03)