一、Variation Law of Organic Contaminant in Lijiang River（论文文献综述）
刘洁雪,梁萧,覃礼堂,莫凌云,梁延鹏,曾鸿鹄,袁星义[1]（2022）在《漓江流域桂林市区段有机磷农药和磺胺类抗生素的复合污染及其生态风险》文中认为为研究漓江流域桂林市区段的有机磷农药（OPs）和磺胺类抗生素（SAs）残留量和生态风险,在平水期、枯水期和丰水期采集流域水样,采用超高效液相色谱三重四级杆质谱联用仪对水样中目标污染物进行分析.结果表明:（1）漓江流域桂林市区段水体检出敌百虫（TRC）、毒死蜱（CHP）、磺胺甲基嘧啶（SMR）、磺胺二甲嘧啶（SM2）和磺胺甲恶唑（SMZ）,浓度分别为nd～17.2、nd～2.32、0.05～20.6、0.07～15.37和0.87～17.48 ng/L （nd为未检出）.（2）SAs和OPs残留量随时间呈规律性变化,SAs浓度表现为丰水期>平水期>枯水期,OPs浓度表现为枯水期>平水期>丰水期.（3）使用蛋白核小球藻对单一及其混合物进行毒性试验,得出OPs和SAs五元混合物对蛋白核小球藻的联合毒性在低于5%和19%～21%效应范围内呈现加和作用,5%～19%效应范围呈现协同作用,21%～26%效应范围内呈现拮抗作用,混合物在环境中检出最高浓度时对蛋白核小球藻的毒性产生加和作用.（4）基于整体混合物风险熵的风险评估结果,漓江流域桂林市区段OPs和SAs混合污染对蛋白核小球藻产生中等生态风险;而基于单一污染物风险熵计算的混合物风险熵结果,OPs和SAs混合污染对蛋白核小球藻无生态风险,低估了混合污染物实际风险.研究显示,不同方式获得的污染物预测无效应浓度对风险评估结果产生明显差异.
蔡雅梅[2]（2021）在《汾河临汾段典型河岸带氮磷时空分布规律及其影响因素研究》文中研究表明河岸带作为河流与陆地生态系统的重要过渡带,是公认的保护河流生态系统的最佳模式之一。近年来,由于人类活动干扰河岸带生态系统遭到破坏,从而严重影响河岸带氮、磷循环过程,河岸岸带氮、磷元素的赋存形态是控制氮、磷元素迁移和转化的基础,影响着河岸带生态系统的稳定与平衡,明晰河岸带氮、磷的时空分布特征对揭示河岸带的环境效应具有重要意义。本研究以汾河临汾段三处典型河岸带为研究对象,分析不同特征河岸带氮、磷元素的时空分布规律,探究河岸带氮、磷分布与环境因子的响应关系;通过建立模型,研究不同土壤质地、植被类型及河流水质对河岸带氮、磷分布的影响,并根据结论提出河岸带构建建议。主要研究内容及结论如下:（1）汾河临汾段三处典型河岸带土壤TN、TP储量为人工修复河岸带>强人工干扰河岸带>自然河岸带。河岸带土壤氮、磷含量随季节变化具有较强的时空异质性,随枯水期-平水期-丰水期表现为先减小后增大的趋势,各水期河岸带近岸处土壤氮、磷含量高于远岸处;土壤深度方向上氮、磷含量均随土壤深度的增加而减小。对于自然河岸带和强人工干扰河岸带,影响河岸带土壤TN的主要因素是土壤容重、土壤孔隙度、河水蒸发量和河水TN含量,影响河岸带土壤TP的主要因素是土壤容重、土壤孔隙度、pH和N/P;而人工修复河岸带土壤TN、TP含量仅与土壤容重、土壤含水率相关。（2）汾河临汾段三处典型河岸带共发现植物15科35属38种,植物种数表现为自然河岸带<人工修复河岸带<强人工干扰河岸带。自然河岸带、人工修复河岸带和强人工干扰河岸带的植物生物量及植被TN、TP含量随枯水期-平水期-丰水期均表现为先减小后增大的趋势。三处典型河岸带植物TN与土壤pH显着负相关（P<0.050）,自然河岸带和强人工干扰河岸带的植物TP与土壤pH极显着负相关（P<0.010）。土壤pH、氮、磷较好地解释了河岸带植物氮、磷化学计量特征的变化;自然河岸带和人工修复河岸带土壤pH和土壤TN、C/N值对植物氮磷含量的交互作用较为明显,强人工干扰河岸带土壤TN、TP对于植物氮磷含量的作用较为明显。（3）由于人为因素干扰,汾河临汾段三处典型中,人工修复河岸带和强人工干扰河岸带TN、TP具有拦截河水污染及面源污染的双重作用,而自然河岸带截留河水污染的能力强于截留面源污染的能力。自然河岸带TN、TP的河水污染拦截率分别为68.974%、57.221%;人工修复河岸带TN的河水污染拦截率和面源污染拦截率分别为39.097%、14.105%,TP的河水污染拦截率和面源污染拦截率分别为54.769%、57.811%;强人工干扰河岸带TN的河水污染拦截率为47.397%,TP的河水污染拦截率和面源污染拦截率分别为15.795%、8.936%。人工修复河岸带及强人工干扰河岸带土壤对河水污染及面源污染的拦截量占比均大于植物,而植物对河水污染及面源污染的拦截率更高。三处典型河岸带TN含量与河岸带土壤含水率、河水流量和河水TN具有响应关系;河岸带TP与河岸带土壤含水率和土壤C/P具有响应关系。（4）根据自然河岸带TN、TP迁移规律发现,随着河水渗透作用TN、TP由近岸向远岸处迁移,由土壤表层逐渐向土壤深层渗透,研究区河岸带截留河水污染的能力强于截留面源污染的能力。河水水质对河岸带TN、TP浓度有显着影响,河水水质为劣Ⅴ类对应的河岸带TN、TP平均含量大于河水水质为Ⅴ类、Ⅳ类的河岸带TN、TP含量。TN在壤土中迁移速率小于在砂土中的迁移速率;TP在砂土中迁移速率小于在粉土中的迁移速率。粉土易于储存氮、磷元素。
孙平安[3]（2021）在《漓江流域无机碳和有机碳来源及岩溶碳循环过程》文中研究说明耦联水生光合作用碳酸盐岩风化产生的岩溶碳汇可达剩余陆地碳汇的1/3,是全球碳循环的重要组成部分。但耦联水生光合作用碳酸盐岩风化产生碳汇的大小、变化和机制尚不清楚。碳酸盐岩风化是岩溶流域HCO3-的最主要来源,在水生光合生物的参与下,HCO3-转化为有机碳,形成稳定而持久的碳汇,影响着长时间尺度的气候变化。河流是碳转化的重要场所和碳传输的重要通道,河流水化学可反映流域内岩溶碳循环过程。岩溶流域河流无机碳和有机碳与流域碳酸盐岩风化、水生生物光合作用密切相关,但其来源和变化特征复杂。本论文基于耦联水生光合作用碳酸盐岩风化模式,聚焦典型岩溶流域,通过研究河流无机碳和有机碳来源及其时空变化特征,揭示岩溶碳循环过程变化特征,并定量评价岩溶碳汇量,以期为解决“岩溶碳汇稳定性”的学科重大科学问题和岩溶碳汇定量计算做出新的科学贡献。本论文选取漓江流域这一典型岩溶流域,在不同地质背景,不同土地利用方式开展标准试片溶蚀试验,获取试片溶蚀量及土壤理化性质:含水率、电导率、p H值、总有机碳（TOC）、总氮（TN）。对漓江流域9个不同地质背景支流和干流进行季节性监测采样。对漓江流域总出口阳朔断面进行4次不同天气条件下的昼夜监测。依托灵渠、大溶江、桂林和阳朔水文站开展长时间尺度的定期监测采样。现场测试p H值、溶解氧（DO）、电导率（Sp C）、叶绿素、HCO3-等水化学参数,采样分析阴阳离子、溶解有机碳（DOC）、颗粒有机碳（POC）以及碳同位素(δ13CDIC、δ13CPOC、δ13CDOC)和生物标志化合物。研究结果表明:（1）漓江流域碳酸盐岩溶蚀主要受控于降雨和水文过程。无遮挡空中试片溶蚀量与降雨量和累计降雨时间呈正相关关系,而当有植被遮挡时,试片与降雨的反应时间和强度都有所下降,溶蚀量下降显着。降雨量较大的区域,土下平均溶蚀量要更高,但因岩溶流域土壤和水分分布的不均一性,各点溶蚀量差异显着,主要受水文过程控制。漓江流域酸雨率较高,酸雨直接与碳酸盐岩反应产生的减汇量可达溶蚀量的2.1%,而当酸雨p H值下降时,该比例将急剧增加。（2）漓江流域作为岩溶流域,无机碳（DIC）以HCO3-为主,并主要源自碳酸盐岩风化。硅酸盐岩风化、碳酸风化碳酸盐岩和硫酸/硝酸风化碳酸盐岩为HCO3-的三种来源,其中碳酸盐岩风化贡献比例占绝对优势。而碳酸风化碳酸盐岩和硫酸/硝酸风化碳酸盐岩比例随硫酸和硝酸输入量的变化而变化。整体而言,漓江流域硫酸/硝酸风化碳酸盐岩对河流无机碳的贡献在10%～30%,数量可观,不容忽视。（3）漓江流域水生生物光合作用对河流水化学影响显着,非洪水过程河流有机碳主要为内源有机碳,并且内源有机碳以水生光合利用HCO3-来源为主,可达河流有机碳的一半。洪水过程中外源有机碳比例随流量的增加而显着增加,但POC主要源自土壤颗粒,DOC主要源自人类污染物。（4）漓江流域岩溶碳汇量为14.41 t C·km-2·yr-1,包括12.17 t C·km-2·yr-1的碳酸盐岩风化碳汇和2.24 t C·km-2·yr-1的“生物碳泵作用”碳汇。生物碳泵作用碳汇大致相当于岩溶碳汇量的15.5%,水生生物光合利用HCO3-形成的有机碳数量可观,因而在岩溶流域碳汇评价中不应忽视。
毕鹏雁[4]（2021）在《固化Zn2+污染红黏土力学与微观特性研究》文中研究指明随着现代化国家建设的不断完善,全国各地相继完成城市规划调整,导致许多工矿业发生搬迁,遗留大量重金属污染场地。重金属污染物进入土体后,与土体内部矿物质发生系列反应而破坏土体结构,对土体物理力学性质产生不良影响,直接影响被污染区域的开发利用。为了再次使用这些遗留场地,有必要研究并改善场地周围环境条件以及土体的工程性质。本文以Zn2+污染红黏土为研究对象,采用过磷酸钙为主固化剂,氧化钙为辅助剂,分析不同试验条件下污染土的力学性质及电阻率的变化规律,结合微观结构试验（SEM、XRD）的试验结果,对固化治理效果进行说明,为该类固化剂在Zn2+污染红黏土覆盖区现场工程中的应用提供理论支撑。主要结论如下:（1）红黏土抗剪强度及同步测得的破坏电阻率均随污染浓度的增大而逐渐减小;不同污染浓度红黏土的固化效果不同,固化土较污染土抗剪强度增大约1.25～2.91倍;Zn2+污染红黏土的黏聚力随污染浓度的增大而减小,内摩擦角随污染浓度的增大而略微增大;固化后Zn2+污染红黏土的抗剪强度指标显着增大。（2）不同污染浓度对红黏土无侧限抗压强度表现出不同程度的弱化作用;固化后Zn2+污染红黏土无侧限抗压强度明显增大,随固化剂掺入率的增大而线性增大,随养护龄期的增大而增大;无侧限抗压强度试验同步测得土体初始电阻率、破坏电阻率均随污染浓度增大而减小,进行数值拟合发现,二者符合幂函数关系。（3）室内标准固结试验发现,污染土压缩系数属于0.1≤a1-2≤0.5MPa-1范围,为中压缩性土,固化土压缩系数a1-2≤0.1MPa-1,为低压缩性土,表明固化后土体压缩性能增强。（4）四相电极法测试结果表明,固化后Zn2+污染红黏土电阻率随污染浓度的增大而减小,电阻率与污染浓度符合指数函数关系;随含水率的增加而不断减小,二者符合幂函数关系;随孔隙率的增大而增大,二者符合对数函数关系。（5）由微观测试试验SEM可知Zn2+污染破坏了红黏土内部结构,增大了其孔隙率;固化土表面附着有大量生成物,与红黏土颗粒胶结,形成结构较为稳定的团聚体。同时大量生成物可以有效填充土体孔隙,降低孔隙率,使得土体变得密实。结合X射线衍射试验可知,固化后污染土表面附着有石膏Ca SO4·2H2O、羟基磷灰石Ca10（PO4）6（OH）2和Zn（PO4）2·4H2O等生成物。
侯英卓[5]（2020）在《桂林漓江流域水体中的亚硝胺污染特征研究》文中研究指明N-亚硝胺类物质（N-nitrosamines）,是一类对人类具有高毒性和强致癌性的有机污染物,具有强亲水性,广泛存在于各类水体中,容易随水流进行迁移。进入环境水体后的亚硝胺严重影响生态环境质量和生态安全。环境水体中的亚硝胺主要来源于人类活动产生的各类污废水,这些污废水经过河流的循环后,可能作为饮用水的水源进入人们的日常生活,这进一步提高了人类接触亚硝胺类物质的概率。漓江是世界知名的旅游胜地,也是桂林市工业、农业以及人类生活的主要水源地,同时还接收了大量工业生产、人类生活废水,这已经对漓江的生态环境造成了一定的破坏。因此,需要对桂林地区漓江流域环境水体中亚硝胺的含量水平、来源和致癌风险进行研究。本研究针对水体环境中的典型亚硝胺,利用气相色谱-串联质谱的仪器分析方法,测定了桂林地区漓江流域典型污染点中的亚硝胺含量,进一步分析其污染特征及空间分布状况,为控制该流域的亚硝胺污染提供理论依据。对漓江流域各类水体的亚硝胺浓度进行分析的结果显示,在全部64个样品中,检出率最高的化合物为亚硝基二甲胺（NDMA）。亚硝胺含量从高到低为:养殖池塘水、污水处理厂相关废水、河水、水源水及自来水。污水厂样品的浓度范围为7.6-86 ng/L。各污水厂出水亚硝胺平均浓度相比进水下降了44%,这证明污水厂处理工艺能够对亚硝胺进行一定有效的去除。河水样品中的含量范围为ND-33.0 ng/L（平均18.2 ng/L）。漓江支流的亚硝胺浓度要明显高于干流且干流浓度从上游到下游逐渐升高,这体现了支流的输入作用。水源水及自来水样品的浓度范围为ND-18.1ng/L。5个水源地水样品均只有一种亚硝胺检出,平均浓度为2.7 ng/L,NDMA为检出率最高的物质。养殖池塘水的亚硝胺浓度范围为11.1-580.2 ng/L,在禽类养殖池塘水中检测出了高浓度的亚硝胺。采用主成分分析的方法对河水中的亚硝胺来源进行分析。共提取出两个主成分,相对应主要有两种来源:未经处理直接排放的污染源以及工业污水污染源,多元线性回归分析的结果显示,第一种来源的贡献值最高,为主要来源。初步计算了研究区域内的污水厂出水及外运污泥所带来的亚硝胺输入通量为8250.42g/d。冗余分析结果显示,环境理化因子对亚硝胺具有明显的影响,说明了亚硝胺与污水、尤其是含氮前体污水的相关性。对漓江流域可能的亚硝胺致癌健康风险进行了评估。风险熵值法与终生致癌风险的分析结果显示,亚硝基二乙胺（NDEA）在饮用水环境中具有较高的致癌风险,需要重点关注。
黄芬[6]（2020）在《漓江流域氮素对岩溶碳循环过程的影响机制》文中研究表明陆地碳酸盐风化形成的大气CO2净汇是4.77亿t C a-1,随着土地利用的改变及降雨的增加,还可能增加9.8%17.1%。但是,人类活动带来的硝酸和硫酸及其对碳酸盐的溶解在碳汇计算中需加以扣除。我国平均氮肥输入量巨大,它能促进土壤有机质的分解或累积,促进土壤CO2的产生及排放,对岩溶碳循环有间接的调控作用。当氮肥的施用量大于植物吸收量时,过量的氮肥输入会发生硝化作用产生硝酸,通过对碳酸盐的溶蚀直接参与岩溶碳循环。但是这种间接或直接作用有多大,对岩溶碳汇的影响如何,富钙偏碱的岩溶土壤对氮肥输入如何响应,氮在流域土壤-岩溶表层带-地下水系统的迁移与转化及其对岩溶碳循环的影响等问题还有待进一步研究。因此,本研究设置了一系列不同施氮浓度的盆栽模拟实验,结合自然流域地下水的观测,开展了氮对石灰土碳循环强度的影响及其源汇效应、石灰土-地下水中氮对岩溶碳循环的影响、流域尺度氮迁移转化及其参与岩溶碳循环的机制研究,发现以下主要结论:1.不同施氮浓度的盆栽模拟实验研究发现,氮肥对土壤CO2的提高作用为10.5%30.6%,试片溶蚀速率提高了1.83.6倍。土壤呼吸速率也随施肥量增加而提高,平均值为26.9748.95 mgC m-2h-1,比不施肥的提高了7%60%。施肥导致土壤碳源汇量均增加,随施氮量的增加,汇/源比从0.44%上升到0.91%。2.石灰土存在碳酸溶解碳酸钙、硝酸溶解碳酸钙和阳离子交换三种酸缓冲机制。较低浓度的氮肥(100 kgN ha-1a-1)主要通过增加土壤CO2的浓度间接参与岩溶碳循环,硝化产酸全部由阳离子交换缓冲,土壤碳酸钙溶蚀全部来自土壤CO2。在施肥浓度为250700 kgN ha-1a-1时,45%的H+直接参与碳酸钙的溶蚀,55%的H+被阳离子交换缓冲。渗漏液δ13CDIC受控于土壤CO2分压而不是硝化作用的强弱。3.漓江流域地下水无机碳和钙、镁浓度随NO3-浓度的增加而增加,三者来源于碳酸溶蚀碳酸盐、硝酸溶蚀碳酸盐和阳离子交换三个过程。在人为输入的NO3-<0.20.3 mmol L-1时,以植物充分吸收氮素,刺激微生物呼吸和有机质矿化,增加土壤CO2溶蚀碳酸盐为主;NO3->0.3 mmol L-1,以硝酸溶蚀或阳离子交换为主。地下河HCO3-浓度与δ13CDIC均受CO2分压控制。4.同位素端元法计算地下河硝酸溶蚀碳酸盐的平均值为4.34%,水化学平衡法计算结果为8.83%,这4.49%的差值可能全部为阳离子交换造成。研究结果有助于完善岩溶动力系统碳氮耦合循环理论,为准确计算氮肥施用对岩溶碳循环和岩溶碳汇的影响提供数据支撑,同时为合理利用氮肥减少氮污染提供科学支持。
谢晓琳[7]（2020）在《桂林市会仙试区氮磷污染时空分布特征及其影响因素研究》文中研究指明农业非点源氮磷污染已成为全球备受关注的环境问题,研究其变化规律、影响因素,对氮磷污染控制和治理至关重要。桂林市会仙湿地作为漓江流域最大的岩溶湿地,具有重要生态效益,但受高强度农业生产活动、水资源不合理利用等因素影响,湿地氮磷污染形势严峻。本文在会仙湿地内选取典型区域（会仙试区,面积376.42 km2）作为研究对象,研究试区地表河流（睦洞河、会仙河、相思江）、土壤及浅层地下水氮磷污染特征,力求较全面揭示试区氮磷污染情况。通过2年的地表水和1年的土壤及地下水监测试验,分析地表水中铵态氮、硝态氮、总氮、可溶性总磷酸盐及总磷含量,以及土壤和地下水中硝态氮、总氮、总磷含量,揭示氮磷污染的时空差异特征,分析土壤氮磷含量对地表水环境的影响及地表地下水之间氮磷污染差异;运用灰色关联分析法和相关性分析法,研究气象环境因子、下垫面属性与试区地表水氮磷污染浓度的关系。主要结论如下:（1）按地表水Ⅲ类水质等级标准,会仙试区2017年10月-2019年9月地表水氮污染较严重。时间上,睦洞河和会仙河非灌溉期（非灌溉季节）的硝态氮、总氮及可溶性总磷酸盐浓度高于灌溉期（灌溉季节）,而铵态氮、总磷则在灌溉期浓度较高,相思江氮磷浓度呈非灌溉期大于灌溉期的特征;空间上,睦洞河氮磷浓度呈先减后增趋势,会仙河氮磷浓度沿程增加,相思江氮磷浓度沿程降低。（2）睦洞河、会仙河、相思江2018年10月-2019年9月的月均氮磷排放负荷显着高于2017年10月-2018年9月的月均氮磷排放负荷。灌溉期铵态氮、可溶性总磷酸盐、总磷的排放负荷大于非灌溉期,而硝态氮及总氮排放负荷则相反。试区氮磷排放负荷表现出试区北部较高、南部较低的空间特征。（3）三条河流的沉积物春季氮磷含量较高,而耕地土壤及消落带土壤硝态氮含量夏季较低。睦洞河沉积物氮磷含量沿程先减后增,相思江和会仙河沉积物氮磷含量沿程增加。单一因子标准指数法揭示土壤总氮、总磷评价指数较高,具有较高的水环境污染风险。按地下水Ⅲ类水质等级标准,地下水硝态氮污染较轻。地下水硝态氮、总氮浓度在4、5月最高,总磷浓度在7月最高。浅层地下水氮磷污染总体上呈现试区中部（盆地）及西边径流排泄口氮磷浓度较高、南北两边氮磷浓度较低的特征。（4）基于灰色关联分析法的气象环境因子与试区地表水氮磷浓度的相关关系分析表明,氮素浓度与pH关系较密切,磷素浓度与降雨量关系密切。试区下垫面属性与氮磷排放浓度的相关性分析结果显示,稻田、松散含水层面积比例与氮磷排放浓度呈正相关关系,草地与铵态氮及磷素排放浓度呈正相关,灌木林地、旱地、农村居民用地、沟塘湿地及灰岩含水层面积比例与氮磷输出浓度呈负相关关系。
李昕玲[8]（2020）在《桂林主城区雨洪资源化利用与绿地系统优化配置研究》文中研究指明当前,中国城市水生态面临着两个极端。一是城市内涝严重,灾害频发,城市安全和发展隐藏着洪水灾害的隐患;二是水资源供给日益紧张,城市缺水问题严峻。为了解决城市水资源短缺与雨洪资源浪费之间的矛盾,加强和发挥城市绿地生态系统的调蓄功能成为了必然的选择。本文基于桂林市城区绿地系统建设与雨洪资源利用的现实问题,通过历史研究成果和资料分析以及现场调研等,对桂林市雨洪资源时空格局特点和主城区绿地系统建设及耦合关系进行研究,结果表明:（1）桂林市降水分布呈现由北向东南逐渐递减趋势,春夏两季因暴雨而引起的洪涝灾害类型多样且叠发、频繁。（2）桂林主城区雨洪资源充沛,园林绿地众多,具备了雨洪资源开发利用的技术条件和经济条件。（3）桂林主城区绿地系统空间分布受制于城市环境空间特征,绿地系统具有多种生态功能,对城市生态建设具有积极影响。主要体现在搭建了城市生态主体框架,为城市旅游发展提供了适宜的条件,为城市居民生活创造了舒适的环境。（4）桂林主城区绿地系统建设与雨洪资源空间分布有一定的耦合关系,其中城市绿地系统中的公园绿地和防护绿地与雨洪资源分布耦合度最高,区域绿地耦合度次之,附属绿地耦合度较差,生产绿地耦合度最差。特别是以水生态系统为主体的公园绿地、防护绿地在建设中充分考虑了雨洪资源的分布特点。（5）桂林主城区绿地系统建设对雨洪资源的利用还存在许多问题,基于雨洪资源有效利用的角度:一是要强化主城区未来雨洪时空格局变化趋势研究;二是要基于雨洪资源分布规律调整优化绿地系统空间格局、组织结构,建设复合绿地系统,设置生态雨洪调蓄绿地系统网络;三是要引导雨水径流满足绿地系统建设用水需求,加强充分利用雨洪资源的绿地系统精细化管理,制定和完善鼓励利用雨洪资源的政策措施。雨洪资源利用和城市绿地系统是两个涵盖内容复杂且广泛的领域,而雨洪过程又是一个非常复杂的动态系统,今后需要结合多学科、多理论的交叉研究,探求实现雨洪资源有效利用造福社会的目标。
任梦梦[9]（2020）在《漓江流域外源酸（硝酸、硫酸）对岩溶碳汇的影响研究》文中研究指明碳酸盐岩作为全球最大的碳库,其在自然条件下的风化、溶蚀过程不断响应全球变化,有此造成“遗漏碳汇”的1/3。随着城市化进程的加快,人类活动对大自然的改造强度不断增加等带来的外源酸（硝酸、硫酸）也积极参与岩溶过程,但此过程并不构成碳汇。在外源酸浓度较高的情况下,反而形成碳源,由此可见,外源酸的参与扰乱了岩溶碳循环进程。因此,弄清楚外源酸对岩溶过程的干扰作用对精确评价岩溶碳汇强度、构建全球碳循环框架具有十分重要的现实意义及科学意义。本文以漓江流域为研究对象,共布设52个取样点,于2018年11月、2019年3月、2019年7月、2019年10月采集样品。利用水化学指标与同位素相结合的方法,定性分析外源酸参与岩溶碳循环的过程;运用同位素质量混合模型定量分析漓江流域不同来源硝酸盐的贡献;通过建立相应地概念模型,运用水化学—径流法定量评估外源酸（硫酸、硝酸）对漓江流域岩溶碳汇量的影响。并得出以下结论:（1）有机肥和污水对研究区硝酸盐的贡献最大,旱季（2018年10月）有机肥和污水的贡献比57.00%高于雨季（2019年7月）的44.67%。在雨季土壤N的贡献比25.30%明显高于旱季6.55%。（2）受人类活动影响较大的区域:城镇区、岩溶农业区、地下水区域,HCO3-CO2对总HCO3-的贡献率全都低于50%,(Ca2++Mg2+]与[HCO3-+SO42-+NO3-)显着相关,[Ca2++Mg2+]/[SO42-+NO3-+HCO3-]在0.565.59之间,分布在[Ca2++Mg2+]与[SO42-+NO3-+HCO3-]的摩尔比理论值是4:7（0.571）的两侧。从δ13CDIC值与(Ca2++Mg2+)/HCO3-的相互关系来看,地下水区域采样点位于碳酸溶蚀碳酸盐岩端元附近,岩溶农业区和城镇区采样点于外源酸（硫酸、硝酸）溶蚀碳酸盐岩和碳酸溶蚀碳酸盐岩两端元之间。（3）根据水化学—径流法计算得到漓江流域雨季（7月）、旱季（10月）的净CO2汇量分别为0.537×103t（7月）,0.105×103t（10月）。漓江流域碳酸盐岩风化产生的总溶解性无机碳分别为1.745×103t（雨季7月）,0.311×103t（旱季10月）。其中,外源酸（硝酸、硫酸）产生的解性无机碳(DIC硝酸+硫酸)在雨季和旱季分别为0.225×103t,0.032×103t。外源酸（硝酸、硫酸）产生的解性无机碳(DIC硝酸+硫酸)占总溶解性无机碳的12.89%（7月）,10.29%（10月）。
卫敏洁[10]（2020）在《甑皮岩洞穴遗址地下水的水—气界面侵蚀性气体的产生机理》文中认为地下水作为人类生产生活重要的水源之一,其水质好坏关乎着经济社会是否可持续发展。峰林平原的覆盖型岩溶区地表有厚度不等的覆盖层,地表岩溶形态缺乏,以裂隙含水介质为主的地下水不易获得氧气而形成还原环境。人类活动产生的污染物在进入到以裂隙介质为主的地下水后,其性质可能会发生变化,引起水质变差等不良后果,甚至威胁到人类的身体健康。桂林甑皮岩洞穴遗址是我国华南地区重要的人类新石器时代遗址。遗址文化层位于地下水的季节变动带中,除了受到地下水波动引起的水动力侵蚀外,还受到地下水的化学侵蚀,而这种侵蚀强度在地下水受到污染后可能会加剧。因此,保护好遗址的保存环境显得尤为重要。本文以甑皮岩洞穴遗址及其周边地下水区域为研究对象,分析不同岩溶含水介质地下水的物理-化学特征、硫酸盐和有机质的时空变化、硫酸盐还原菌（Sulfate-reducing Bacteria,SRB）的含量变化及影响因素、地下水水-气界面H2S、CO2的浓度特征以及微生物群落多样性特征,揭示地下水水-气界面侵蚀性气体的产生机理,从而为遗址保存环境的研究提供依据。研究结果表明:（1）甑皮岩地区水体主要的物理-化学参数具有明显的时空变化。地表水的温度受气温的影响而呈季节性波动,地下水反映岩溶含水层的温度而变化稳定;pH为弱碱性,春夏季略低于秋冬季;电导率（Ec）受到雨水稀释作用而表现为夏季低于冬季;氧化还原电位（ORP）除了秋季更偏负的时间变化特征外,空间差异较大。水体的化学类型主要表现为HCO3-Ca型,其次表现为HCO3-SO4-Ca、HCO3-Ca-Mg与HCO3-SO4-Ca-Mg型。受到降水的稀释效应和水岩相互作用的影响,主要溶解离子浓度存在明显的季节变化。K+、Na+、Cl-、NO3-、SO42-和Mg2+显着表现为冬季>秋季>春季>夏季;Ca2+和HCO3-表现为夏季相对较低。空间上,样点之间理化性质的差异是受到水体存贮介质以及人类活动的共同影响。（2）甑皮岩地区地下水普遍受到污染,多项指标不达我国Ⅲ类地下水标准。富含硫酸盐和有机质的水环境为硫酸盐还原菌发挥作用提供了前提条件。硫酸盐浓度空间分布不均匀,在遗址洞内ZK10样点表现为极低值。ZK10的多项水质指标与其他样点之间存在显着差异,表现为强烈的还原环境,存在刺激性恶臭气味。邻近样点也偶尔表现出类似的特征。在旱季,地下水中的溶解有机碳（Dissolved Organic Carbon,DOC）与NO3-、ORP之间呈显着相关;雨季则由于有机质组分转换强烈,DOC来源不稳定而相关性弱。δ13CDIC值在雨季的波动更大,即雨季碳源更加复杂,且DIC的有机质降解成因在雨季DIC成因中占据重要的地位。（3）SRB普遍参与甑皮岩地区的硫酸盐还原作用。受到降水、有机质和温度的影响,SRB数量表现为雨季高于旱季,地表水高于地下水。在硫酸盐浓度较低的环境中,SO42-浓度是SRB生长的限制因素;而当环境SO42-浓度较高时,限制作用将大大减弱。硫酸盐还原产物H2S浓度的季节变化大,受气温的影响显着。SRB和环境的还原程度均对H2S和有机质降解产物CH4的生成有促进作用。（4）碳酸的溶蚀作用结合良好的水动力条件是影响甑皮岩地区碳酸盐岩溶蚀的重要因素,H2S则在一定程度上起加速作用。因此,如若洞穴遗址中H2S的产生能力增加并向外扩散,其将加速碳酸盐岩的侵蚀进程,最终威胁到遗址文化层的保存。（5）甑皮岩地区水体微生物群落组成结构复杂,裂隙水、管道水和地表水的差异显着。裂隙水的主要菌门为变形菌门、Patescibacteria和放线菌门;管道水和地表水均为放线菌门、变形菌门和拟杆菌门。地表水与管道水在属水平上的群落组成相似,但菌属的相对丰度不同,裂隙水则与二者差异较大。环境的氧化还原程度和污染物是影响微生物群落分布的重要因素。除主要分布于δ-变形菌纲的SRB以外,与硫还原相关的γ-变形菌纲也可能是导致地下水水-气界面H2S生成的重要微生物。
二、Variation Law of Organic Contaminant in Lijiang River（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、Variation Law of Organic Contaminant in Lijiang River（论文提纲范文）
（1）漓江流域桂林市区段有机磷农药和磺胺类抗生素的复合污染及其生态风险（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 标准品与试剂 |
| 1.2 研究区域和采样 |
| 1.3 样品前处理 |
| 1.3.1 有机磷农药前处理 |
| 1.3.2 磺胺类抗生素前处理 |
| 1.4 污染物测定方法 |
| 1.5 毒性测定及数据拟合 |
| 1.6 混合物毒性评估 |
| 1.7 生态风险评估 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 OPs和SAs在漓江流域桂林市区段随时间的分布规律 |
| 2.2 OPs和SAs在漓江流域桂林市区段的空间分布规律 |
| 2.3 OPs和SAs在漓江流域桂林市区段的残留特征 |
| 2.4 单一污染物及其混合物对蛋白核小球藻的毒性效应 |
| 2.5 生态风险评估 |
| 3 结论 |
（2）汾河临汾段典型河岸带氮磷时空分布规律及其影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 河岸带土壤氮磷的分布特征研究进展 |
| 1.2.2 河岸带植物氮磷的分布特征研究进展 |
| 1.2.3 河岸带氮磷分布规律模拟研究 |
| 1.3 主要研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 研究区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候与水文 |
| 2.1.4 河流水质 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样地选取 |
| 2.2.2 采样工况设计 |
| 2.2.3 采样点布设 |
| 2.2.4 样品采集 |
| 2.2.5 理化性质分析 |
| 2.2.6 数据分析 |
| 3 典型河岸带土壤氮磷时空分布规律及其影响因素 |
| 3.1 土壤物理特征 |
| 3.2 土壤氮磷含量的空间分布特征 |
| 3.2.1 土壤氮磷含量的空间变异性 |
| 3.2.2 土壤氮磷含量的空间分布规律 |
| 3.3 土壤氮磷含量的时间分布特征 |
| 3.4 土壤氮磷分布的影响因素 |
| 3.4.1 土壤氮磷分布的相关因子 |
| 3.4.2 土壤氮磷分布与土壤及水文特性的响应关系 |
| 3.5 小结 |
| 4 典型河岸带植物氮磷化学计量特征及其影响因素 |
| 4.1 植物种类、分布及生物量 |
| 4.2 植物氮磷含量的空间分布特征 |
| 4.3 植物氮磷含量的时间分布特征 |
| 4.4 植物生态化学计量内稳性特征 |
| 4.5 植物氮磷含量的影响因素 |
| 4.5.1 植物氮磷含量的相关性分析 |
| 4.5.2 土壤因子对植物化学计量学特征的影响 |
| 4.6 小结 |
| 5 典型河岸带对氮磷的拦截效率及其影响因素 |
| 5.1 典型河岸带对氮磷的拦截效率 |
| 5.1.1 氮磷拦截的空间特性 |
| 5.1.2 氮磷拦截的时间特性 |
| 5.2 典型河岸带氮磷分布的影响因素 |
| 5.3 典型河岸带氮磷含量与土壤及水文特性的响应关系 |
| 5.4 小结 |
| 6 环境因子对汾河临汾段典型河岸带氮磷分布影响解析 |
| 6.1 典型河岸带土壤水分运移模拟 |
| 6.1.1 初始条件和边界条件 |
| 6.1.2 参数设置及率定 |
| 6.1.3 模型验证 |
| 6.2 典型河岸带土壤溶质运移模拟 |
| 6.2.1 参数设置及率定 |
| 6.2.2 模型验证 |
| 6.3 环境因子对汾河临汾段典型河岸带氮磷分布影响 |
| 6.3.1 环境因子对河岸带TN影响 |
| 6.3.2 环境因子对河岸带TP影响 |
| 6.4 汾河临汾段典型河岸带治理建议及管理措施 |
| 6.4.1 河岸带治理建议 |
| 6.4.2 河岸带管理措施 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的主要研究成果 |
（3）漓江流域无机碳和有机碳来源及岩溶碳循环过程（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 碳酸盐岩风化研究进展 |
| 1.2.2 无机碳来源和变化特征研究进展 |
| 1.2.3 有机碳来源和变化特征研究进展 |
| 1.2.4 耦联水生光合作用碳酸盐岩风化碳汇 |
| 1.3 科学问题 |
| 1.4 研究内容与技术路线及创新点 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.4.3 创新点 |
| 第二章 研究区概况和研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地质概况 |
| 2.1.2 气候水文概况 |
| 2.1.3 采样点概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 溶蚀试片溶蚀量及土壤理化性质测试方法 |
| 2.2.2 河流水化学测试方法 |
| 2.2.3 基于河流水化学计算无机碳来源 |
| 2.2.4 基于无机碳来源计算岩石风化碳同位素理论值 |
| 第三章 碳酸盐岩溶蚀与岩溶碳汇 |
| 3.1 大、小溶江流域碳酸盐岩溶蚀与影响因素 |
| 3.1.1 不同地质背景土壤理化特征 |
| 3.1.2 试片溶蚀量特征和影响因素 |
| 3.2 漓江流域碳酸盐岩溶蚀与影响因素 |
| 3.2.1 不同地质背景土壤理化特征 |
| 3.2.2 试片溶蚀量特征和影响因素 |
| 3.3 酸雨溶蚀碳酸盐岩的源汇分析 |
| 3.3.1 碳酸盐岩溶蚀作用主要影响因素 |
| 3.3.2 酸雨溶蚀过程的源汇转化 |
| 3.3.3 酸雨减汇效应评价 |
| 3.4 漓江流域碳酸盐岩溶蚀与岩溶碳汇 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 光合作用和水文驱动下的无机碳和有机碳日变化 |
| 4.1 河流水化学特征及主要离子变化特征 |
| 4.1.1 河流水化学特征 |
| 4.1.2 水生光合作用主导下的水化学昼夜变化 |
| 4.1.3 水文驱动下的水化学日变化 |
| 4.2 无机碳和有机碳来源及通量 |
| 4.2.1 无机碳来源 |
| 4.2.2 有机碳来源 |
| 4.2.3 无机碳和有机碳通量 |
| 4.3 岩溶碳循环特征和主控因素 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 水生光合作用对无机碳和有机碳季节性变化的影响 |
| 5.1 河流水化学特征及主要离子变化趋势 |
| 5.1.1 河流水化学变化特征 |
| 5.1.2 主要离子变化趋势及影响因素 |
| 5.2 无机碳来源 |
| 5.2.1 基于化学风化的无机碳来源特征 |
| 5.2.2 δ~(13)C_(DIC)变化特征和水生光合作用 |
| 5.3 有机碳来源 |
| 5.4 水生生物光合利用碳酸氢根来源有机碳定量评价 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 碳的年际变化与耦联水生光合作用碳酸盐岩风化碳汇 |
| 6.1 水化学特征 |
| 6.2 无机碳和有机碳来源 |
| 6.2.1 无机碳来源 |
| 6.2.2 有机碳来源 |
| 6.3 无机碳通量与岩溶碳汇 |
| 6.3.1 无机碳通量 |
| 6.3.2 耦联水生光合作用碳酸盐岩风化碳汇 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论及建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 存在的不足 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（4）固化Zn2+污染红黏土力学与微观特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 重金属污染土国内外研究现状 |
| 1.2.2 固化稳定化处理重金属污染土国内外研究现状 |
| 1.2.3 土体电阻率研究现状 |
| 1.3 目前存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 本文的主要研究内容 |
| 1.4.2 本文的研究技术路线 |
| 第2章 试验材料、方案及内容 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 红黏土的基本物理性质 |
| 2.2.2 污染物及固化剂 |
| 2.3 试样制备 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.5 试验内容 |
| 2.5.1 力学试验 |
| 2.5.2 静态电阻率测试试验 |
| 2.5.3 微观结构试验 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 Zn~(2+)污染红黏土力学特性 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 Zn~(2+)污染红黏土剪应力与剪切位移的关系 |
| 3.3 Zn~(2+)污染红黏土电阻率与剪切位移的关系 |
| 3.4 Zn~(2+)污染红黏土抗剪强度与垂直压力的关系 |
| 3.5 Zn~(2+)污染红黏土破坏电阻率与垂直压力的关系 |
| 3.6 Zn~(2+)污染红黏土抗剪强度与破坏电阻率的关系 |
| 3.7 Zn~(2+)污染红黏土抗剪强度与污染浓度的关系 |
| 3.8 Zn~(2+)污染红黏土无侧限抗压强度与污染浓度的关系 |
| 3.9 Zn~(2+)污染红黏土压缩指标与污染浓度的关系 |
| 3.10 本章小结 |
| 第4章 固化Zn~(2+)污染红黏土力学特性 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 固化Zn~(2+)污染红黏土抗剪强度特性 |
| 4.2.1 固化Zn~(2+)污染红黏土剪应力与剪切位移的关系 |
| 4.2.2 垂直压力对固化Zn~(2+)污染红黏土抗剪强度的影响 |
| 4.2.3 污染浓度对固化Zn~(2+)污染红黏土抗剪强度的影响 |
| 4.2.4 固化剂掺入率对固化Zn~(2+)污染红黏土抗剪强度的影响 |
| 4.3 固化Zn~(2+)污染红黏土无侧限抗压强度特性 |
| 4.3.1 污染浓度对固化Zn~(2+)污染红黏土无侧限抗压强度的影响 |
| 4.3.2 固化剂掺入率对固化Zn~(2+)污染红黏土无侧限抗压强度的影响 |
| 4.3.3 养护龄期对固化Zn~(2+)污染红黏土无侧限抗压强度的影响 |
| 4.4 固化Zn~(2+)污染红黏土变形模量特性 |
| 4.5 固化Zn~(2+)污染红黏土压缩特性 |
| 4.5.1 污染浓度对固化Zn~(2+)污染红黏土压缩指标的影响 |
| 4.5.2 污染浓度对固化Zn~(2+)污染红黏土回弹曲线及再压缩曲线的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 固化Zn~(2+)污染红黏土电阻率特性 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 污染浓度对固化Zn~(2+)污染红黏土电阻率的影响 |
| 5.2.1 污染浓度对无侧限试验同步测得土体初始电阻率的影响 |
| 5.2.2 污染浓度对无侧限试验同步测得土体破坏电阻率的影响 |
| 5.2.3 污染浓度对四相电极法测得土体电阻率的影响 |
| 5.3 含水率对固化Zn~(2+)污染红黏土电阻率的影响 |
| 5.4 孔隙率对固化Zn~(2+)污染红黏土电阻率的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 固化Zn~(2+)污染红黏土微观结构特性 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 固化Zn~(2+)污染红黏土矿物成分分析 |
| 6.3 固化Zn~(2+)污染红黏土微观结构分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（5）桂林漓江流域水体中的亚硝胺污染特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状、发展趋势和存在问题 |
| 1.2.1 亚硝胺性质及毒性 |
| 1.2.2 亚硝胺的环境来源 |
| 1.2.3 分析检测方法 |
| 1.2.4 环境水体中亚硝胺的含量分布 |
| 1.2.5 水体中亚硝胺的生成与降解 |
| 1.2.6 发展趋势及存在问题 |
| 1.3 研究内容、目的和意义 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目的与意义 |
| 1.4 技术路线和创新点 |
| 1.4.1 技术路线 |
| 1.4.2 创新点 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂和材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 样品采集方法 |
| 2.2.2 前处理方法 |
| 2.2.3 上机测试方法及条件 |
| 2.2.4 污泥中的亚硝胺测试方法 |
| 2.3 质量保证与控制 |
| 2.4 数据统计 |
| 第3章 漓江流域亚硝胺的含量水平 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.2 桂林地区漓江流域的亚硝胺含量水平与空间分布 |
| 3.2.1 概况 |
| 3.2.2 污水厂样品各处理阶段的含量 |
| 3.2.3 河水 |
| 3.2.4 水源水、自来水 |
| 3.2.5 养殖池塘水 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 亚硝胺的来源解析及环境影响因素分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 来源解析 |
| 4.3 环境影响因素分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 漓江流域亚硝胺的健康风险评价 |
| 5.1 健康风险评价方法 |
| 5.2 漓江流域地表水中亚硝胺的健康风险 |
| 5.2.1 风险熵值表征 |
| 5.2.2 终生致癌风险评估 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）漓江流域氮素对岩溶碳循环过程的影响机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 学术背景及意义 |
| 1.3 国内外文献综述 |
| 1.3.1 碳酸盐岩溶解吸收的大气/土壤CO_2与森林碳汇在同一数量级 |
| 1.3.2 氮素的来源及其参与岩溶碳循环的途径 |
| 1.3.3 氮素在土壤中的迁移和转化 |
| 1.3.4 氮素影响岩溶作用的发生条件 |
| 1.3.5 岩溶区高钙偏碱的土壤条件有利于硝化作用的进行 |
| 1.3.6 土壤对硝化产酸的缓冲导致土壤碳酸钙的溶解 |
| 1.3.7 氮肥提高土壤中碳酸盐岩的溶蚀速率 |
| 1.3.8 氮肥对流域碳酸盐岩的溶解及岩溶碳汇的影响 |
| 1.4 研究目标、内容、技术路线 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.4.4 拟解决的关键问题 |
| 第二章 氮对石灰土碳循环强度的影响及其源汇效应 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 盆栽模拟实验的设置 |
| 2.2.2 实验测试指标及方法 |
| 2.2.3 数据计算 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤CO_2对短期环境变化的响应 |
| 2.3.2 施肥提高土壤CO_2浓度 |
| 2.3.3 林地土壤CO_2浓度及其同位素分布 |
| 2.3.4 土壤CO_2释放(土壤呼吸)的影响 |
| 2.3.5 施肥提高土下碳酸盐岩的溶蚀速率 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 短时间尺度降雨、降温对土壤CO_2的影响 |
| 2.4.2 岩溶作用对土壤剖面CO_2及δ~(13)C-CO_2的影响 |
| 2.4.3 土壤呼吸、土壤CO_2浓度呈夏秋高,冬春低的单峰型变化 |
| 2.4.4 模拟实验和自然林地状态下土壤碳循环强度的对比 |
| 2.4.5 施氮对土壤碳源汇的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 石灰土-地下水中氮对岩溶碳循环的影响机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 土壤物理化学性质样品的采集及测试 |
| 3.1.2 石灰土酸碱缓冲容量-酸碱滴定法 |
| 3.1.3 土壤CO_2浓度及其同位素测定 |
| 3.1.4 渗滤液的收集与测定 |
| 3.1.5 气象数据-安装气象站 |
| 3.1.6 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 土壤碳酸钙、碱性阳离子含量降低 |
| 3.2.2 施氮改变了土壤酸碱缓冲能力 |
| 3.2.3 土壤碳酸盐溶蚀速率受多种因素影响 |
| 3.2.4 土壤渗滤液EC、NO~(3-)、Ca~(2+)、Mg~(2+)增加显着 |
| 3.2.5 施肥对土壤CO_2浓度及其同位素的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 土壤产酸的速率和缓冲比例 |
| 3.3.2 土壤酸缓冲容量及阈值 |
| 3.3.3 无机氮浓度春季达到峰值、阳离子存在春季和夏季两个峰值 |
| 3.3.4 施氮提高了淋滤液中离子浓度 |
| 3.3.5 土壤中氮的转化及其影响下的碳酸盐溶蚀 |
| 3.3.6 渗漏液δ~(13)CDIC受控于土壤CO_2分压 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 流域尺度氮迁移及其参与岩溶碳循环的机制 |
| 4.1 研究点概况 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 取样点位置 |
| 4.2.2 样品的采集与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 雨水水化学组成 |
| 4.3.2 地下河水化学及同位素特征 |
| 4.3.3 地下水离子来源特征 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 地下水NO_3~-主要来源于土壤氮和肥料中的铵 |
| 4.4.2 地下河人为来源的NO_3~-和SO_4~(2-) |
| 4.4.3 农业氮肥对碳酸盐岩的溶蚀 |
| 4.4.4 土壤中铵态氮转化和风化反应 |
| 4.4.5 低浓度硝化来源的NO_3~-输入促进碳酸的溶蚀 |
| 4.4.6 碳酸和硝酸溶蚀来源计算 |
| 4.4.7 漓江流域外源酸对碳酸盐岩的溶蚀 |
| 4.4.8 氮素参与的岩溶流域碳循环模式 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 本研究的创新点 |
| 5.3 研究不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
（7）桂林市会仙试区氮磷污染时空分布特征及其影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 农业非点源污染国内外研究进展 |
| 1.2.1 农业非点源污染迁移流失 |
| 1.2.2 非点源污染时空变异的影响因素研究 |
| 1.2.3 会仙湿地非点源污染研究 |
| 1.3 研究目标、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究特色和创新点 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 第2章 区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 水文水系及气象条件 |
| 2.1.4 土壤类型 |
| 2.1.5 农业生产 |
| 2.1.6 人口与社会经济 |
| 2.1.7 研究区内污染源概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集与分析 |
| 2.2.2 数据分析 |
| 第3章 地表水氮磷浓度分布特征 |
| 3.1 试区氮磷污染浓度特征 |
| 3.1.1 氮磷污染浓度统计描述 |
| 3.1.2 试区氮磷流失形态 |
| 3.2 试区氮磷浓度时空变化特征 |
| 3.2.1 睦洞河氮磷浓度时空变化特征 |
| 3.2.2 会仙河氮磷时空变化特征 |
| 3.2.3 相思江氮磷时空变化规律 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 地表水氮磷污染负荷分布特征 |
| 4.1 河道径流量变化分析 |
| 4.2 氮磷污染负荷时空变化特征 |
| 4.2.1 氮磷污染负荷时间变化 |
| 4.2.2 氮磷污染负荷空间变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 试区土壤-水体氮磷污染 |
| 5.1 试区土壤氮磷污染 |
| 5.1.1 土壤养分统计特征 |
| 5.1.2 试区土壤养分时间分布特征 |
| 5.1.3 试区土壤养分空间分布特征 |
| 5.2 浅层地下水氮磷污染 |
| 5.2.1 浅层地下水氮磷污染情况 |
| 5.2.2 浅层地下水氮磷污染时空分布特征 |
| 5.3 土壤氮磷污染对水环境影响 |
| 5.4 地表地下水氮磷污染差异 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 地表水氮磷浓度变化的影响因素研究 |
| 6.1 氮磷浓度与气象环境因子间的相关性分析 |
| 6.1.1 铵态氮浓度与气象环境因子之间的灰色关联度分析 |
| 6.1.2 硝态氮浓度与气象环境因子之间的灰色关联度分析 |
| 6.1.3 总氮浓度与气象环境因子之间的灰色关联度分析 |
| 6.1.4 可溶性总磷酸盐浓度与气象环境因子之间的灰色关联度分析 |
| 6.1.5 总磷浓度与气象环境因子之间的灰色关联度分析 |
| 6.2 氮磷浓度与试区下垫面属性的相关性分析 |
| 6.2.1 试区下垫面属性分析 |
| 6.2.2 试区下垫面属性与氮磷浓度影响 |
| 6.2.3 基于同类子流域的氮磷流失浓度分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 地表水氮磷浓度分布特征 |
| 7.1.2 地表水氮磷污染负荷分布特征 |
| 7.1.3 试区土壤-水体氮磷污染 |
| 7.1.4 地表水氮磷浓度变化的影响因子研究 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的发表的学术论文 |
| 致谢 |
（8）桂林主城区雨洪资源化利用与绿地系统优化配置研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 雨洪资源化利用研究 |
| 1.3.2 城市绿地系统建设研究 |
| 1.4 雨洪管理与绿地系统之间的关系 |
| 1.5 研究目标与内容 |
| 1.5.1 研究目标 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 研究方法与技术路线 |
| 1.6.1 研究方法 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第二章 桂林市降水规律及主城区雨洪资源化利用条件 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 河流水系 |
| 2.1.4 主城区基本情况分析 |
| 2.2 桂林市降水规律及特点 |
| 2.2.1 降水数据处理 |
| 2.2.2 降水总体特点 |
| 2.2.3 降水季节变化规律 |
| 2.3 桂林主城区降水空间分布规律 |
| 2.4 桂林市洪涝灾害特点及成因 |
| 2.4.1 洪涝灾害特点 |
| 2.4.2 洪涝灾害成因 |
| 2.5 桂林主城区雨洪资源化利用条件分析 |
| 2.5.1 雨洪资源化的降水条件 |
| 2.5.2 雨洪资源化的绿地条件 |
| 2.5.3 雨洪资源化利用价值 |
| 2.5.4 雨洪资源化经济条件 |
| 2.5.5 雨洪资源化技术条件 |
| 2.5.6 雨洪资源化水利工程支撑 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 桂林主城区绿地系统构成与空间格局 |
| 3.1 桂林主城区主要用地及分布特点 |
| 3.1.1 农用地 |
| 3.1.2 建设用地 |
| 3.1.3 水域及水利设施用地 |
| 3.1.4 其它土地 |
| 3.2 桂林主城区绿地系统演化与建设发展 |
| 3.2.1 依托自然山水建设的公园绿地逐年发展 |
| 3.2.2 “三小绿地”建设发展快分布范围广 |
| 3.2.3 街道绿化呈多样化态势 |
| 3.2.4 庭院绿化从普遍绿化向园林化纵深发展 |
| 3.2.5 城乡一体绿地系统初步形成 |
| 3.3 桂林主城区主要绿地系统分布及组成 |
| 3.3.1 绿地系统类型划分 |
| 3.3.2 公园绿地 |
| 3.3.3 防护绿地 |
| 3.3.4 广场用地 |
| 3.3.5 附属绿地 |
| 3.3.6 区域绿地 |
| 3.4 桂林主城区绿地系统空间结构功能特征 |
| 3.4.1 空间结构 |
| 3.4.2 组织结构 |
| 3.4.3 功能特征 |
| 3.5 桂林主城区绿地系统的生态影响及作用 |
| 3.5.1 构建城市生态主体框架 |
| 3.5.2 提供城市旅游发展适宜条件 |
| 3.5.3 营造舒适的城市居民生活环境 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 桂林主城区绿地系统与雨洪资源耦合关系 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 雨洪资源时空变化研究 |
| 4.1.2 城市绿地系统空间布局研究 |
| 4.2 绿地系统与雨洪资源的作用关系分析 |
| 4.2.1 雨洪资源为桂林主城区绿地系统建设提供水资源支撑 |
| 4.2.2 城市绿地系统调节桂林主城区雨洪资源动态 |
| 4.3 城市绿地系统与雨洪资源的空间关系分析 |
| 4.3.1 公园、防护绿地空间分布与河流水系高度契合 |
| 4.3.2 绿地系统空间格局与雨洪资源空间分布不完全重叠 |
| 4.4 城市绿地系统优化与主城区雨洪资源化利用策略 |
| 4.4.1 强化主城区未来雨洪时空格局变化趋势研究 |
| 4.4.2 基于雨洪资源分布规律调整优化绿地系统空间格局 |
| 4.4.3 基于雨洪资源分布规律调整优化绿地系统组织结构 |
| 4.4.4 基于雨洪资源分布规律调整建设复合绿地系统 |
| 4.4.5 基于雨洪资源分布规律设置生态雨洪调蓄绿地系统网络 |
| 4.4.6 人工引导雨水径流满足绿地系统建设用水需求 |
| 4.4.7 加强充分利用雨洪资源的绿地系统精细化管理 |
| 4.4.8 制定和完善鼓励利用雨洪资源的政策措施 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 主要研究结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（9）漓江流域外源酸（硝酸、硫酸）对岩溶碳汇的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 选题依据及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 岩溶碳汇研究现状 |
| 1.2.2 环境因子对岩溶碳汇的影响 |
| 1.2.3 岩溶碳汇量估算方法 |
| 1.3 科学问题 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.5 创新点 |
| 第二章 研究区概况和研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 土地利用方式 |
| 2.1.3 水文地质条件 |
| 2.1.4 水动力条件 |
| 2.1.5 人类活动 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 野外监测 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 实验室分析 |
| 2.2.4 HCO_(3~-CO2)的估算 |
| 第三章 漓江流域水化学组成特征 |
| 3.1 主要水化学参数变化特征 |
| 3.2 主要溶解性离子组成特征 |
| 3.3 漓江流域NO_3~-来源解析 |
| 3.3.1 漓江流域NO_3~-分布特征 |
| 3.3.2 漓江流域NO_3~-来源解析 |
| 3.3.3 漓江流域不同NO_3~-来源贡献比 |
| 3.4 漓江流域无机碳(DIC)组成特征及来源解析 |
| 3.4.1 漓江流域无机碳(DIC)组成特征 |
| 3.4.2 漓江流域无机碳(DIC)来源解析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 外源酸影响岩溶碳循环的证据 |
| 4.1 水化学证据 |
| 4.2 δ~(13)C_(DIC)同位素证据 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 外源酸影响下的漓江流域岩溶碳汇量 |
| 5.1 外源酸影响下的岩溶碳循环概念模型 |
| 5.2 外源酸影响下的岩溶碳汇量 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 存在不足 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）甑皮岩洞穴遗址地下水的水—气界面侵蚀性气体的产生机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 岩溶作用与岩溶地下水污染 |
| 1.2.2 硫酸参与碳酸盐岩的风化 |
| 1.2.3 H_2S的成因及侵蚀方式 |
| 1.2.4 硫酸盐还原菌的生理特性及分类 |
| 1.2.5 甑皮岩地区研究进展 |
| 1.3 科学问题 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 第2章 研究区概况和研究方法 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.2 水文地质概况 |
| 2.3 样品采集和测试 |
| 2.3.1 样本点布置 |
| 2.3.2 野外现场监测 |
| 2.3.3 水体主要污染物的采集与测试 |
| 2.3.4 硫酸盐还原菌的采集与测试 |
| 2.3.5 水体微生物多样性样品的采集与测试 |
| 2.3.6 气体样品的采集与测定 |
| 第3章 研究区水环境的时空变化特征 |
| 3.1 研究区的水环境特征 |
| 3.1.1 物理-化学参数变化特征 |
| 3.1.2 主要溶解离子浓度变化特征 |
| 3.2 主要污染物的变化特征 |
| 3.2.1 硫酸盐浓度变化特征 |
| 3.2.2 ORP和DO随时间变化的规律 |
| 3.3 研究区富含有机质的水环境特征 |
| 3.3.1 水体中DOC浓度特征 |
| 3.3.2 水体中DIC与δ~(13)C_(DIC)变化特征 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 硫酸盐还原菌及相关代谢产物的时空变化特征 |
| 4.1 硫酸盐还原菌含量的时空分布规律及其影响因素 |
| 4.1.1 硫酸盐还原菌含量的时空分布规律 |
| 4.1.2 硫酸盐还原菌含量的影响因素 |
| 4.2 硫酸盐还原菌相关代谢产物的时空变化特征 |
| 4.2.1 H_2S浓度的变化特征 |
| 4.2.2 CH_4浓度的变化特征 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 研究区碳酸盐岩的溶蚀强度 |
| 5.1 CO_2浓度变化特征 |
| 5.2 侵蚀性气体对遗址的侵蚀作用 |
| 5.2.1 甑皮岩地区碳酸盐岩的溶蚀强度 |
| 5.2.2 对照点-丫吉试验场碳酸盐岩的溶蚀强度 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 研究区水体微生物群落多样性特征 |
| 6.1 高通量数据优化分析 |
| 6.2 细菌群落多样性分析 |
| 6.3 细菌群落组成分析 |
| 6.4 样本比较分析 |
| 6.5 微生物群落与环境因子相关性分析 |
| 6.6 硫酸盐还原菌的多样性 |
| 6.7 遗址洞周边地下水微生物群落组成特征 |
| 6.8 小结 |
| 第7章 结论与不足 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 存在的不足 |
| 7.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
四、Variation Law of Organic Contaminant in Lijiang River（论文参考文献）
- [1]漓江流域桂林市区段有机磷农药和磺胺类抗生素的复合污染及其生态风险[J]. 刘洁雪,梁萧,覃礼堂,莫凌云,梁延鹏,曾鸿鹄,袁星义. 环境科学研究, 2022
- [2]汾河临汾段典型河岸带氮磷时空分布规律及其影响因素研究[D]. 蔡雅梅. 西安理工大学, 2021(01)
- [3]漓江流域无机碳和有机碳来源及岩溶碳循环过程[D]. 孙平安. 中国地质大学, 2021
- [4]固化Zn2+污染红黏土力学与微观特性研究[D]. 毕鹏雁. 桂林理工大学, 2021(01)
- [5]桂林漓江流域水体中的亚硝胺污染特征研究[D]. 侯英卓. 桂林理工大学, 2020(07)
- [6]漓江流域氮素对岩溶碳循环过程的影响机制[D]. 黄芬. 中国地质科学院, 2020(01)
- [7]桂林市会仙试区氮磷污染时空分布特征及其影响因素研究[D]. 谢晓琳. 桂林理工大学, 2020(01)
- [8]桂林主城区雨洪资源化利用与绿地系统优化配置研究[D]. 李昕玲. 桂林理工大学, 2020(01)
- [9]漓江流域外源酸（硝酸、硫酸）对岩溶碳汇的影响研究[D]. 任梦梦. 中国地质大学(北京), 2020(09)
- [10]甑皮岩洞穴遗址地下水的水—气界面侵蚀性气体的产生机理[D]. 卫敏洁. 西南大学, 2020(01)