一、放射性同位素在海水中稀释因子的测定（论文文献综述）
朱祖浩[1]（2018）在《流动注射ICPMS测定海水痕量金属及MC-ICPMS测定同位素比值的研究》文中提出海洋中的痕量金属元素及其同位素在研究物质示踪、水团运动、气候变化和环境保护等方面具有重要应用,故准确测定海水等复杂基体样品中痕量金属元素的含量和同位素比值成为研究它们在环境中迁移和转化的前提。本研究利用流动注射（FI）样品前处理技术结合电感耦合等离子体质谱仪（ICPMS）,开展了海水中痕量银（Ag）、铼（Re）和稀土元素（Rare earth elements,REEs）含量测定的方法研究;同时利用多接收器-电感耦合等离子体质谱仪（MC-ICPMS）,研究了 Ag、铱（Ir）和锇（Os）同位素比值的测定方法。主要内容和结果如下:1.选用商品化的Dowex 1X8阴离子交换树脂为固相萃取吸附剂,研发了一套可以远程控制的流动注射系统并将固相萃取单元嵌入其中,实现了海水中Ag和Re的自动富集分离;然后将流动注射系统与ICPMS相连（FI-ICPMS）,建立了流动注射ICPMS在线检测海水中Ag和Re的方法,并成功用于九龙江河口和台湾海峡C9站位水体的检测。方法的分析速度为7 h-1,水样量7.5 mL。检测限、精密度和加标回收率,对Ag分别为0.06 ngkg-1、<3%和91.3-109.7%;对Re分别为 0.11 ng kg-1、<2%和 96.9-103%。2.以（1）中研发的流动注射系统为基础,选用商品化的Toyopearl AF Chelate 650M螯合树脂为固相萃取吸附剂富集分离海水中的REEs,建立了适用于河口和近岸海水中REEs的FI-ICPMS在线检测方法,并成功用于九龙江河口、台湾海峡C9站位以及东海P12站位水体的检测。方法的检测限为0.002-0.078 ng kg-1,精密度<6%,加标回收率为82.7%-109.8%,分析速度为1Ih-1,水样量6mL。3.优化了已有的以Pd为内标、以NIST SRM 978a Ag为标物、结合标准-样品-标准交叉技术校正质量偏倚,用MC-ICPMS快速准确测定Ag同位素比值的方法,并成功用于人工和环境样品。Pd浓度为2mgkg-1,样品Ag浓度与标样浓度无需严格匹配,待测样品Ag浓度需≥5 μg kg-1。对含复杂基体的样品如沉积物、生物体等需用AG1 X8阴离子交换树脂柱进行多次富集和分离。4.建立了利用MC-ICPMS测定Ir和Os同位素组成和原子质量的方法,采用内标与全新的线性回归质量偏倚校正模型相结合的方法来校正测定过程中产生的质量分馏和非质量分馏。对Ir,内标元素为NIST SRM 997 T1和989 Re;对Os,内标元素为已标定好同位素比值的Ir。通过改变仪器射频功率实现短时间内测定信号产生漂移（～25%）,缩短了分析时间（Ir:～15 min;Os:～35 min）,提高了方法的精密度。待测元素和内标元素浓度无需匹配,少量基体元素不会影响方法的准确度。Ir的测定结果:同位素比值R（193/191Ir）=1.6866（5）k=1,同位素丰度x191=0.37221（8）k=1,对应原子质量Ar（Ir）=192.21763（15）=1,为目前最佳测定结果。将本实验的结果与已有的数据结合得到新的Ir同位素组成数据:R（191/193Ir）=0.5940（6）k=1,Ar（Ir）=192 217（1）k=2,并推荐以此原子质量代替 IUPAC现有的 Ir 原子质量 192.217（3）k=2。Os 的测定结果:R（184/188Os）=0.00130（1）k=1,R（186/188Os）=0 11973（5）k=1,R（187/188Os）=0 1159（2）k=1 R（189/188Os）=1 2201（3）k=1,R（190/188Os）=1.9850（8）k=1,R（192/188Os）=3.087（3）k=1;x184=0.000172（1）k=1,x186=0.015902(14k=1,x187=0.015397（26）k=1,x188=0.132817（70）k=1,x189=0.162053（53）k=1,x190=0.263642（50）k=1,x192=0.410017（185）k=1;Ar（Os）=190.2407（7）k=1。本实验对Os的测定是自其首次被完整测定之后的又一次独立测定,获得的Os同位素比值未参照任何已发表的Os同位素比值作为标准参考值,且经过完整的校正,具有很高的准确度,可作为标准参考值应用于实际研究中。根据对Ir和Os同位素比值的准确测定,制备了 Ir和Os的同位素标准参考物质IRIS-1和OSIS-1。
押淼磊[2]（2018）在《单体烃放射性碳同位素分析方法的建立及其在多环芳烃源解析中的应用》文中进行了进一步梳理天然单体烃放射性碳同位素分析（Compound-Specific Radiocarbon Analysis,CSRA）方法及其应用是目前国际地球科学研究的前沿领域,也是研究有机生物地球化学过程的有效手段。本研究在实验室建立了 CSRA的前处理方法,并应用于海水和沉积物中多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）的来源解析的研究。为海洋环境的有机污染评价提供新方法和新思路。主要取得以下研究结果:（1）实验室建立了痕量有机物CSRA的前处理方法,主要包括大体积采样、有机物提取、组分分离和纯化、单体烃的制备毛细管气相色谱制备、真空线-石墨反应器的搭建、有机物的催化氧化、二氧化碳（C02）的纯化和定量及石墨化等复杂流程,并对各关键步骤进行了质量控制。前处理结果表明:从海水溶解相中可成功分离的芴（Flu）、菲+蒽（Phen+An）、荧蒽（Fuo）和芘（Py）的碳量为1.8～5.0lu叫ol,纯度约为96±2%;从沉积物中成功分离的单体PAHs为Phen+An、Fluo+Py、5+6ringsPAHs 和苝（Pery）的碳量为 2.1～6.0 μmol,纯度约为 95±3%。（2）将CSRA应用于台湾海峡海水中PAHs的来源解析。通过对台湾海峡不同水团（南海暖流,SCSWC;闽浙沿岸流,MZCC;厦门西港,XMWH;九龙江河口冲淡水,JRDW）大体积水样的采集及各单体PAHs的A14C分析（分布范围为-997‰～-873‰）,发现单体△14C可有效区分不同水团,也表明不同水团海水具有相对一致的化石源PAHs的输入特征。基于14C质量平衡模型,台湾海峡海水中生物质燃烧贡献的单体PAHs所占的比例是非常低的。JRDW、XMWH、MZCC和SCSWC海水溶解相中的生物源PAHs的比例平均为10±0.5%、7.5±0.7%、2.8±0.8%和1.7±0.6%。PAHs表现出的源特征与台湾海峡及其周围海域和陆地的人为排放的PAHs特征（以化石及其燃烧排放为主）有直接关系。（3）将CSRA应用于河口-近海沉积物中PAHs来源解析的研究。在九龙江河口和台湾海峡西岸近海沉积物中,单体PAHs的△14C值为-849‰～418‰,表明化石源贡献仍为河口及其近海沉积物中PAHs的主要来源,其平均贡献率约为72%±1%。同时也显著小于表层水团溶解相中各单体PAHs的A14C（-906‰～-873‰）,表明了沉积物中PAHs从表层海水水相到沉积物的传输过程逐渐富集了较轻碳,也可能是由于悬浮生源颗粒物更容易吸收或吸附较轻的碳而被埋藏。其次,除Pery外,随着PAHs分子量的增加,九龙江河口其近海沉积物中PAHs的△14C值均逐渐减小,即化石源贡献的碳比例逐渐增加,这或许与PAHs埋藏过程中表现出的高环PAHs比低环更容易被颗粒物吸附或被生物体吸收而埋藏的特征有关。另外,Pery从河口至近海传输的过程中,生物质贡献从40%显著降低到23%,这表明了陆源作用强度的逐渐减弱,也间接说明近海直接排放的化石源对Pery的输入显著增强。
李恒[3]（2009）在《青岛近海放射性核素的调查研究》文中指出为了解青岛近海放射性状况,于2006年至2007年对该海区进行了放射性状况调查研究。基本上摸清了总U、总β、90Sr、58,60Co、137Cs、232Th、226Ra、40K在海水、生物、沉积物中的放射性水平及其分布特征。本次调查研究,将为制定海水放射性防治标准,估算本海区的纳污容量以及放射性环境监测提供科学依据。对保护环境,保护海产资源,维护人民健康具有一定的意义。利用电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）对总U进行分析检测,得到海水中总U年波动范围2.46～4.59μg/L,年平均值3.31μg/L,并对海水中总U含量与盐度和悬浮颗粒物（TSM）进行相关性分析,解释了总U的分布特征。沉积物中总U波动范围1.46～2.24μg/g（干重）,平均浓度为2.01μg/g（干重）。生物体中总U波动范围0.23～1.07μg/g（干重）,平均含量为0.50μg/g（干重）。利用铁明矾-氯化钡法（海水）和直接铺样法（沉积物、生物）对总β进行分析检测,得到海水中总β年波动范围0.027～0.083 Bq/L,年平均值为0.054 Bq/L,并对海水中总β含量与盐度进行相关性分析,得出二者之间正相关的结论。沉积物中总β的波动范围为0.821.08 Bq/g（干重）,平均含量为0.93 Bq/g。生物体中总β波动范围为0.25～0.97 Bq/g（干重）,平均含量为0.70 Bq/g（干重）。对不同物种总β含量进行比较,发现虾的含量最高,鱼略高于蟹。利用二-（2-乙基己基）磷酸萃取色层法对90Sr进行分析检测,得到海水中的90Sr年波动范围0.004～0.038 Bq/L,年平均值为0.010 Bq/L。对海水中90Sr含量与盐度进行相关性分析,得出二者之间正相关的结论。通过研究90Sr对于总β的贡献,发现二者强度变化不完全同步。沉积物中90Sr的波动范围为1.70～5.38Bq/kg（干重）,平均含量为2.98 Bq/kg（干重）。生物体中90Sr的波动范围为0.10～11.20Bq/kg（干重）,平均含量为4.43 Bq/kg（干重）。对不同物种90Sr含量进行比较,得到大小顺序为蟹>虾>鱼。利用γ能谱分析法对58,60Co、137Cs、232Th、226Ra、40K等核素进行分析检测,得到海水中137Cs年平均含量为1.41×10-3Bq/L,226Ra的年平均含量为0.021 Bq/L,其余核素未检出。对海水中137Cs含量与盐度进行相关性分析,得出二者之间正相关的结论。对137Cs和90Sr的比值进行计算,发现远低于大洋水中的平均值,略低于沿岸海区的平均值。还研究了137Cs对于总β的贡献,发现二者强度变化较为一致。沉积物中137Cs平均含量为2.45Bq/kg（干重）,226Ra的平均含量为30.6Bq/kg（干重）,40K平均含量为781.4Bq/kg（干重）,其余核素未检出。生物体中137Cs平均含量为0.61 Bq/kg（干重）,232Th平均含量为2.30 Bq/kg（干重）,226Ra平均含量为14.3 Bq/kg（干重）,40K平均含量为1034.36Bq/kg（干重）,其余核素未检出。对不同物种核素含量进行比较,发现在所分析的四种核素中,都是以虾的含量最高,而鱼和蟹接近。
邢闪[4]（2015）在《长寿命放射性核素239,240Pu和129I在环境中的示踪研究》文中提出239,240Pu和129I是最为重要的长寿命的放射性核素,虽然两者主要来自于大气核武器试验和核燃料后处理厂的排放,但是由于它们物理化学性质不同在环境中行为也不相同,因此可从不同的角度研究核活动对环境的影响。239,240Pu具有高的辐射和生物毒性,是环境辐射危害评价中最重要的核素之一,也可用于甄别和重建早期核活动释放的放射性核素对环境放射性水平的贡献。由于碘具有易挥发、高水溶性和易在甲状腺富集的特性,129I能够评估核事故时向环境中释放的高剂量短寿命的放射性碘（如131I）对人体和环境的影响,也可用于环境示踪剂鉴定海洋中水团的来源,研究不同来源水团之间的交换和相互作用。本文建立和改进了适合于中国土壤的钚同位素、海水中129I形态和低水平降水中129I的分析方法,成功研究了我国陆地环境中Pu同位素的组成、分布和主要来源,为建立我国环境钚同位素背景值提供了第一批数据,利用129I及其形态示踪研究了南极129I来源和南极海域水团交换和性质。通过研究得出如下主要结论:1、我国表层土壤239,240Pu浓度具有明显的地域分布差异,高纬度地区（40°N-50°N）浓度明显大于中低纬度地区。新疆罗布泊核试验场及下风向地区表层土壤的239,240Pu浓度范围为0.03-2.26 m Bq/g,其中最高值出现在甘肃玉门地区,为2.36-2.66 m Bq/g,这可能与当地核活动有关。我国其它地区（西北部分地区、东北地区、华中地区、华东和华北地区和华南和西南地区）表层土壤中239,240Pu浓度为0.01-0.64 m Bq/g,虽然浓度变化较大,但与同纬度其它地区比较并没有发现特别高的钚沉降区域,如此大的差异可能主要归因于不同沉降通量、气候、地理以及土壤类型差异,也可能与人为扰动有关。新疆罗布泊核试验场地区表土样品和剖面样品中240Pu/239Pu原子比值为0.18-0.21,平均值为0.19±0.01,与全球沉降比值相近,表明我国罗布泊核试验对罗布泊地区放射性沉降贡献有限。而在其下风向的玉门地区两个高钚浓度表层土壤样品中240Pu/239Pu原子比值与武器级钚同位素比值接近,表明其存在除核武器试验全球沉降和我国罗布泊核试验沉降外的其它来源。除新疆罗布泊及周边地区外,我国西北地区、东北地区、华中地区、华东和华北地区和华南和西南地区的土壤环境中的240Pu/239Pu平均比值分别为0.19±0.03、0.19±0.02、0.18±0.02、0.19±0.02和0.18±0.01,与全球沉降水平一致,说明我国大部分地区土壤中Pu的来源为全球沉降。2、2011年1月南极降雪中129I浓度为（2.0-7.6）×106 atoms/L,129I/127I原子比值为（0.8-9.5）×10-10,无明显空间差异。与全球不同地区降水中129I水平比较,南极地区降雪中129I水平最低,但仍远高于天然生成的129I水平,其129I主要来自于1945-1980年的全球核武器试验释放的129I沉降及其南半球地表中129I颗粒的再悬浮和植被中129I的二次释放。3、南极表层海水中129I浓度和129I/127I的原子比值变化差异较小,分别为（0.90-3.56）×106 atoms/L和（0.56-1.98）×10-11,深度分布海水中129I浓度为（0.09-4.59）×106 atoms/L和129I/127I比值为（0.34-2.82）×10-11。海水中129I/127I原子比值均远高于核活动前天然129I初始值（1.5×10-12）,说明南极海水中129I主要来源是人类核活动的释放,特别是1945-1980年全球核武器试验释放的129I沉降。系统分析了南极不同海域水团性质,结果表明阿蒙森海东部开阔海域和阿蒙森海西部海域129I-/129IO3-比值和127I-/127IO3-比值相近,说明该海域达到同位素平衡状态,可能归因于129I主要来源于早期核武器试验沉降,长时间的交换和地球化学转化,使得它们的化学形态趋于一致。阿蒙森海东部沿海地区127I-/127IO3-比值和129I-/129IO3-比值和变化范围较大,说明了沿岸地区的碘酸根的还原为碘离子的过程相对阿蒙森海中部的开阔海域快。而德雷克海峡海域、别林斯高晋海域、阿蒙森海中部海域和罗斯海的碘的形态转化是一个极其缓慢的过程。
桑石磊[5]（2019）在《海水入侵对地下水水文地球化学及微生物群落的影响研究》文中研究指明海水入侵引起地下水的咸化是沿海地区面临的重大自然灾害,不仅导致地下淡水的污染,也给地下微生物群落产生极大的影响,破坏整个沿海地区生态系统的平衡和稳定。含水层中的微生物对环境变化极为敏感,故而可以作为环境变化的指示剂。然而海水入侵对微生物群落影响的研究还比较匮乏,海水入侵区地下微生物的多样性、分布特点和环境因素之间的关系还不明了。确定地下微生物的群落组成并理解其生态功能以及对海水入侵的响应,是生态学研究的重要课题。在珠江三角洲地区,不仅有现代海水入侵,还有古代海水入侵的影响,地下水的盐分来源非常复杂。而莱州湾地区是中国海水入侵最严重的地区之一,给当地居民的饮水安全、粮食安全和生命健康带来巨大的威胁。因此,本研究选取两个典型的海水入侵地区（珠江三角洲和莱州湾地区）,探究海水入侵区地下水的水文地球化学作用以及微生物的多样性、组成和群落结构等问题,对理解海水入侵地区复杂的水文地球化学过程以及海水入侵对微生物群落的影响方面具有重要的理论和现实意义。对于珠江三角洲海水入侵区,利用水文地球化学研究的多种方法、同位素手段以及16S r RNA高通量测序技术等,分析了海水入侵区地下水的水文地球化学特点、盐分来源以及主要的生物地球化学效应和微生物群落结构特点。研究表明:从内陆到沿海（沿地下水流的一般方向）,地下水的水化学类型由淡水区（0<TDS（Total dissolved solids）<1 g/L）的HCO3-Ca/HCO3·SO4-Ca型过度到微咸水区（1<TDS<10 g/L）的HCO3·Cl-Ca·Na/HCO3·Cl-Na·Mg型,再到咸水区（10<TDS<100g/L）的Cl-Ca·Na/Cl-Na型。主要的离子(Na+,K+,Ca2+,Mg2+,Cl-,NO3-,SO42-和HCO3-)和同位素(2H,3H,18O和14C)分析表明地下水主要受到大气降雨和海水的共同补给作用影响,14C同位素和水文化学分析进一步表明地下水盐分主要来源于全新世入侵的海水,海水对地下水盐分的贡献率在<1%-92.8%之间。高通量测序结果表明海水入侵对微生物群落结构有显著的影响,但对α-多样性的影响不显著（P>0.05）。水文地质调查、水文地球化学和分子鉴定的结果表明研究区含水层中存在硫酸盐还原和甲烷生成作用,而脱硫弧菌属（Desulfovibrio）和甲烷球菌属（Methanococcus）是产生硫化氢（H2S）和甲烷（CH4）气体的主要类群。此外,咸水中存在的交替单胞菌目（Alteromonadales）和海杆菌属（Marinobacter）,可以作为海水入侵的潜在生物指示物种。对于莱州湾海水入侵区,利用地下水水位自动记录仪（Leve Logger）长期监测研究区地下水质变化,并用高密度电阻率法连续探测地下水盐度沿剖面的变化。研究表明监测区域受到海水入侵作用的严重影响,居民饮用水受海水入侵的比例高达70%。对该海水入侵区居民饮用水体微生物群落结构的研究表明,微生物群落主要是变形菌门的γ-,β-和α-变形菌纲以及厚壁菌门的芽孢杆菌纲,这与在珠江三角洲海水入侵区含水层中主要的微生物群落基本一致,但也表现出一定的地域差异性。影响饮用水中细菌群落的主要理化因子包括盐度、温度和p H。假单胞菌属（Pseudomonas）和黄杆菌属（Flavobacterium）是饮用水中存在的致病菌属,可能与本地区居民较高的地方性发病率有关。对该海水入侵区土壤沉积物微生物群落结构的研究表明,微生物的多样性和群落结构随着土壤深度有显著性的差异（P<0.05）。相对于海水入侵作用,土壤深度对微生物的多样性和群落结构的影响更大。土壤沉积物微生物群落结构与环境关系极为密切,其中影响最显著的环境因子有土壤深度、p H、有机碳（Organic carbon,OC）和总氮（Total nitrogen,TN）。综上所述,本研究综合了多学科领域,运用多种技术分析手段,包括水文地球化学、同位素技术、电阻率物探以及高通量测序技术等,研究海水入侵区地下水的水文地球化学作用、盐分来源以及海水入侵对地下水、居民饮用水和土壤沉积物微生物群落结构的影响。为海水入侵区地下微生物群落多样性的研究提供了大量的详实数据,为地下水的合理利用和保护提供了科学的理论基础。
吴俊泽[6]（2019）在《海水人工湿地系统脱氮的同位素定量分析及其微生物群落探究》文中研究说明随着我国海水养殖业的迅猛发展,高密度集约化养殖模式下海水养殖尾水的不当排放将破坏生态环境,阻碍渔业经济的发展。人工湿地是一种高效水处理工程,综合利用物理、化学和生物方法净化污水。本研究构建海水人工湿地系统净化牙鲆海水养殖尾水,使用细砂、煤渣、珊瑚石作为基质,使用互花米草作为人工湿地植物,在有植物和无植物两种情况下对比研究海水养殖尾水的脱氮效果和净化效率,探究植物在人工湿地脱氮中的作用。采用氮稳定同位素技术,通过向海水养殖尾水中定量添加15NO3-N,对海水人工湿地系统氮的迁移转化过程进行示踪,量化植物、基质和微生物在海水人工湿地脱氮中的贡献。使用PCR-DGGE方法对海水人工湿地系统中微生物16s rDNA进行测序,研究各基质层和植物根际微生物群落的多样性和物种丰富度,相似性和亲缘关系;通过分析微生物群落在门分类水平上的结构组成,研究海水人工湿地系统的优势菌种及其在脱氮过程中的作用。研究结果有助于阐明人工湿地中氮的循环转化过程,为人工湿地在海水养殖业中的应用提供理论基础,研究结论如下:（1）有植物海水人工湿地系统脱氮效果良好,海水养殖尾水氮污染物浓度降低至NH4-N（0.02±0.001）mg/L、NO2-N（0.001±0.000）mg/L、NO3-N（0.18±0.03）mg/L和TN（2.27±0.01）mg/L,平均去除率分别达到（95.65±1.43）%、（98.68±0.64）%、（91.35±2.53）%和（54.86±3.72）%,经过循环净化后出水符合《海水养殖水排放要求》（SC/T9103-2007）中一级排放标准,系统运行后NH4-N在无机氮中占比降低,NO3-N的比例先增大后减小。无植物海水人工湿地系统NH4-N浓度降低至（0.02±0.001）mg/L,NO2-N降至（0.001±0.000）mg/L,平均去除率达到（99.45±0.58）%和（93.28±0.92）%,符合《海水养殖水排放要求》（SC/T9103-2007）中一级排放标准,但NO3-N和TN在系统内累积,循环过程中NH4-N在无机氮中占比降低,NO3-N的比例增加。有植物和无植物海水人工湿地系统对NH4-N和NO2-N的净化效果相似,有植物系统脱氮反应速率更高,喷洒式进水保证了充足的溶解氧含量,硝化作用更充分;无植物海水人工湿地系统NO3-N和TN去除不理想,反硝化作用受到抑制,有无植物人工湿地脱氮效果差异显著。（2）添加氮同位素后的海水人工湿地系统连续运行14 d,NO3-N由6 mg/L下降至（1.50±0.03）mg/L,去除率为75.02%,系统0-7 d氮去除速率高,7-14 d去除速率降低。系统运行7 d时,水体中δ15N值为（32458.99±501.72）‰;运行14 d后,δ15N值降至（16286.55±231.81）‰。海水养殖尾水δ15N值在第7-14 d显著下降,氮同位素发生分馏效应,在0-7 d时同位素15N的去除较少,7-14 d时15N的去除程度较重。上层基质δ15N值超过470‰,从上至下基质δ15N值依次降低,上层细砂和中层煤渣对NO3-N的吸附效果更好。中层基质δ15N值在下行池高于上行池,底层基质δ15N值低于100‰,氮吸附效果最弱。（3）海水人工湿地系统基质的绝对丰度为（1.00±0.36）×10-33 mg/g;植物的绝对丰度为（0.06±0.02）mg/g,植物单位氮吸收能力更强。系统连续运行14 d后,15N同位素植物吸收量为2.08 mg,基质吸附量为0.88 mg,微生物去除量达到19.81 mg,水体中15N剩余7.22 mg。植物对人工湿地NO3-N去除的贡献率为6.95%,基质贡献率为2.94%,微生物的贡献率为66.05%。海水人工湿地运行初期氮的去除以植物吸收和基质吸附为主,运行稳定后微生物在脱氮中起主要作用。（4）有植物和无植物海水人工湿地系统微生物Shannon指数为（6.73±0.17）和（6.25±0.08）,多样性和丰富度具有差异性。两系统基质中层和下层微生物多样性最高,上行池上层基质多样性和丰富度最低。有植物系统脱氮效果更好,植物通过增加微生物多样性和物种丰富度提高海水人工湿地系统脱氮能力。有植物海水人工湿地系统微生物相似系数为0.75-0.9,最远相似程度为0.775。无植物海水人工湿地系统基质间微生物相似度大于0.8,上行池上层基质与其他基质层相似性最远。海水人工湿地系统微生物群落优势种群是变形菌门（Proteobacteria）、放线菌门（Actinobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）和蓝细菌门（Cyanobacteria）,在系统中比例超过70%。δ-变形菌纲、绿弯菌门和脱铁杆菌门为厌氧菌,厚壁菌门（Firmicutes）中芽孢杆菌纲（Bacilli）为反硝化菌种,这些菌种在无植物海水人工湿地系统中丰度含量低于有植物系统。
温小惠[7]（2018）在《海水中放射性核素110mAg分析方法研究》文中进行了进一步梳理核设施在正常运行和核事故的情况下,都可能不同程度向环境释放含有放射性物质的气体或液体,对海洋环境存在安全风险。为了保护海洋生态环境和对海洋环境进行安全评估,国内开展了一系列海洋环境放射性监测。110mAg是重要的人工放射性核素之一,其产额大,且在海洋生物中具有高积累和长生物半排出期,常常被作为海洋环境监测目标。目前,已有文献报导用氯化银沉淀法富集海水中的110mAg,硫化铅共沉淀法预富集海水中的稳定银,制备的固体碘化银交换海水中的110mAg和131I。本文通过对氯化银沉淀法进行条件优化,对硫化铅共沉淀法和碘化银沉淀法进行方法建立,最终确立海水中110mAg分析方法。并尝试将其扩展到海水中其它放射性核素的联合分析,为海洋环境中核素的监测提供新的技术手段,提高监测的技术水平和能力。通过室内条件实验得出了以下几个主要结论:（1）针对氯化银沉淀法,海水的pH>3,向每升海水中加入50 mg银载体生成AgCl沉淀,离心AgCl沉淀,最后用高纯锗γ谱仪测定,全流程回收率可达90%,放化回收率和银的化学回收率相一致。氯化银沉淀法可以用来测定海水中的银,该方法适用于不同盐度、不同体积的海水,并且可以在不避光的条件下操作;（2）针对硫化铅共沉淀法,海水盐度大于32,向每升海水中加入20 mg铅载体,再按n(Pb2+):n(S2–)=1:2的比例加入Na2S形成PbS沉淀,过滤灰化PbS沉淀,最后用高纯锗γ谱仪测定,全流程回收率可达85%,放化回收率和银的化学回收率相一致。硫化铅共沉淀法可以用来测定海水中的银,这种方法适用于不同pH、不同体积的海水;（3）针对碘化银沉淀法,向每升海水中加入30 mg银载体,n（Ag+）:n（I–）=1:1条件下,依次加入碘离子和银载体形成AgI沉淀,离心AgI沉淀,最后用高纯锗γ谱仪测定,全程回收率可达90%,放化回收率和银的化学回收率相一致。碘化银沉淀法适用于不同pH、不同盐度和不同体积的海水。进一步研究表明,每升海水中加入50 mg银载体,n（Ag+）:n（I–）=1:1的条件下,碘化银沉淀对110mAg和125I的具有很好的富集效果。（4）通过对氯化银沉淀、硫化铅共沉淀、碘化银沉淀三种方法进行条件优化,发现三种方法均可用于富集海水中的110mAg。通过比较氯化银沉淀、硫化铅共沉淀、碘化银沉淀三种方法,发现氯化银沉淀法因拥有操作简单,耗材相对较小,流程回收率高等众多优点成为三种方法中最有应用潜力的选择。本研究同时发现,氯化银沉淀和碘化银沉淀只对110mAg有富集效果,硫化铅共沉淀对110mAg、106Ru有富集效果。本文尝试将三种沉淀法分别联合其他核素共沉淀法一起分析110mAg、65Zn、60Co,但均影响110mAg的回收率,110mAg的回收率均在50%左右。
刘志勇[8]（2011）在《长江口及苏北潮滩沉积物中放射性核素钚（Pu）的分布特征与环境意义》文中进行了进一步梳理河口与潮滩区域是陆海相互作用最为活跃、对流域自然变化和人类活动响应最为敏感的区域,也是全球变化的敏感区域,因此河口与潮滩区域成为海岸带陆海交互作用研究的重点对象之一。放射性核素钚（Pu）,以及137Cs,210Pb是研究现代沉积环境的重要示踪元素。本文以放射性核素钚（Pu）的分离分析为基础,同时以137Cs,210Pb为参照,对长江口、苏北潮滩地区的沉积物进行了同位素Pu,137Cs与210Pb的分析,分析方法包括了电感耦合等离子质谱仪（ICP-MS）法,γ法和α法。对钚（Pu）以及137Cs,210Pb在长江口、江苏北部潮滩的分布特征及其地球化学行为进行了研究。探讨了不同核素记录的沉积过程信息,其结果有助于了解区域内同位素的地球化学过程、沉积动力过程、陆海交互作用的过程及区域环境对人类活动和全球变化的响应。论文主要内容和结果如下：（1）钚分离的离子交换树脂过程中,硝酸的分离效果要好于盐酸,但是同时这种分离方式带来了更多的238U在最终的溶液中,给ICP-MS的测量带来了更多的干扰。还原剂HE和Ticl3的浓度较低的条件下取得的Pu的分析效果相对于较高浓度条件下的要差。离子萃取树脂之前,调整Pu的化合价能为后续的分离提供更好的环境条件,Pu的分离效果也更好。（2）研究区域内,239+240Pu比活度和240Pu/239Pu同位素比值有从北向南、从海岸向海内部增加的趋势,其基本的控制原因是长江流域径流带来了大量的沉积物到长江口区域,同时来自黑潮的台湾暖流向北流动,在长江口与沉积物相互作用,海水中的PPG来源的Pu在适当的环境中迅速吸附到了沉积物中。PPG来源的Pu具有较高的239+240Pu比活度和240Pu/239Pu同位素比值（0.33-0.36）,而长江流域沉积物中的239+240Pu比活度和240Pu/239Pu同位素比值代表了全球大气沉降的Pu,具有较低的239+240Pu比活度和240Pu/239Pu同位素比值（0.18）,二者之间发生吸附沉降作用、稀释和混合作用,最终形成了长江口表层沉积物的239+240Pu比活度和240Pu/239Pu同位素比值空间分布形态。（3）长江口研究区内柱样沉积物SC18中,239+240Pu的比活度在柱样的172cm的深度出现了清晰的最大峰值,但是137Cs的比活度的最大峰值在140cm,比活度的最大峰值差异的原因一是137Cs的最大峰值在长江口的沉积物中可能迁移；一是137Cs、239+240Pu的来源和地球化学特性的差别造成了核素剖面特征的差异。长江口区域内的137Cs主要为流域内输入,而海水中的Pu处于溶解的状态,遇到颗粒物质后会迅速的吸附到颗粒物质中。根据Pu记年得到的SC18沉积速率为4.1cm/a,与根据其它核素记年的结果具有差异性,综合比较Pu、137Cs与210Pb的记年结果表明,该区域沉积在某一时间段内可能发生了明显的侵蚀,沉积速率有减少的趋势。（4）苏北新洋港潮滩研究区内,潮滩表层沉积物中的137Cs、239+240pu比活度从海向岸边逐渐增大、与潮滩表层沉积环境的稳定性有关,而210Pb的比活度从海向岸边波动变化与潮滩沉积带上有机质的来源和分布有关。柱样沉积物,受到强潮流作用、风暴潮及人类活动干扰等的影响,柱样中的同位素210Pb、137Cs、239+240pu的比活度分布受到的干扰较大,因此使用这些核素作为记年的工具受到较大限制,但是在盐蒿滩区域由于受到的潮流作用较弱、以及该区域内细颗粒物质更容易聚集的特征,柱样中的137Cs、239+240Pu的比活度峰值可较好的代表各自的沉降年代。据137Cs、239+240pu的剖面特征计算的沉积速率结合沉积物粒度分布特征、沉积物岩性特征与潮滩高程数据,能够大致推断出潮滩各沉积带上植被演替的时间与整个潮滩的演替过程线。（5）苏北临洪河口潮滩研究区,根据沉积剖面中的同位素210Pb、137Cs、239+240Pu的分布,沉积物的粒度分布,石英颗粒表面微细结构,沉积速率等的特征,将临洪河口的沉积环境划分为低潮滩上的波浪与潮流强烈混合作用区、高潮滩上的弱潮流作用区、口门附近的潮流与河流强烈混合作用区和河道内河流与潮流弱混合作用区。（6）苏北新洋港与临洪河口潮滩的细颗粒物质沉积环境,成为137Cs、239+240Pu聚集的重要场所。（7）在长江口区域,PPG来源的Pu在沉积物中的比率为41-47%（平均为44%）。陆源长江流域输入的Pu的比率为45%,剩余11%部分为大气直接沉降比率。在苏北潮滩区域,沉积物中的Pu绝大部分来自于大气沉降。（8）论文提供了长江口、苏北潮滩区域放射性核素Pu的比活度与组成的数据,为评价未来由于长江流域和海岸带区域核电站及核燃料处理工厂的排放与污染事故造成的环境污染提供基础,进而评价放射性元素在环境中的分布和迁移。
牟德海[9]（2002）在《大亚湾放射生态学及沉积物的生物地球化学研究》文中认为本文主要研究（1）大亚湾的沉积速率和沉积通量；（2）大亚湾沉积物中微量元素、游离氨基酸和水解氨基酸的垂直分布特征；（3）大亚湾核电站低放废液中主要放射性核素在大亚湾表层沉积物上的吸附行为；（4）海洋双壳贝类和浮游微藻对这些放射性核素的吸收和累积行为。1 用过剩210Pb法研究了大亚湾沉积物的沉积年代以及沉积速率和沉积通量随年代的变化。结果表明：（1）W0、W2、W6和W9站位60cm深的柱状沉积物的年龄分别为124、109、109和101 yr；（2）沉积通量和沉积速率总体上均呈逐年升高的趋势；（3）从1998年起的过去10、20、50和100年间，大亚湾的平均沉积速率依次为1.28、1.15、0.92、和0.74cm yr-1。2 用BCR 4步连续提取法研究了大亚湾柱状沉积物样品中Fe、Mn、Zn、Sr、Cu、Pb、Cd、As、Cr和Co共10种元素4种形态（酸可提取态、可还原态、可氧化态和残渣态）的垂直分布特征。在沉积物年代学结果的基础上，研究了这10种元素的沉积通量随时间的变化。结果表明：（1）在总量构成中占次要地位的形态（次要形态）随深度的显著变化可能完全被在总量构成中占优势的形态（主要形态）所淹没，而次要形态可能具有比主要形态更为重要的环境学、生态学和生物地球化学意义；（2）沉积物在埋藏过程中会发生形态之间的转化；（3）大亚湾外源性微量元素输入通量自上个世纪80年代以来发生了显著的变化。3 研究了大亚湾沉积物中12种游离氨基酸（FAA）和12种水解氨基酸（HAA）的垂直分布特征以及FAA和HAA之间的关系。结果表明：（1）12种FAA和HAA的含量均随深度而下降。沉积物中FAA总量和HAA总量随深度的变化可以分别用指数方程cz=1.60e-0.0122z（R=-0.97）和cz=16.3e-0.0047z（R=-0.90）来描述；（2）FAA的摩尔分数（xF）和HAA的摩尔分数（xH）随深度的变化的特点是：天冬氨酸和甘氨酸的xF和xH均随深度而上升；苏氨酸、缬氨酸、异亮氨酸和亮氨酸的xF和xH均随深度而下降；谷氨酸的xF随深度而下降， 暨南大学博士论文 大亚湾放射生态学及沉积物的生物地球化学研究 牟德海XH随深度而上升；丝氨酸和丙氨酸的 XF随深度而上升，FH随深度而下降；（3）X。／X。与氨基酸的结构密切相关，结构相似的氨基酸具有相近的 Xr／X。。直链脂肪族氨基酸为 1．48；羟基氨基酸为1刀2；酸性氨基酸0．86；碱性氨基酸为0石7；支链脂肪族氨基酸0．50。国内外文献中未见相关研究和报道。 4用多核素示踪法研究了具有重要生态和环境意义的 10种人工放射性核素在大亚湾’表层沉积物上的吸附行为，获得了约30 s～ll3 d的吸附分配系数随时间的变化曲线。结果 闰表明：（）”‘Ru、”‘Ru、”Zr、”Nb在大亚湾沉积物上的分配系数随时间的变化曲线存在一个谷值；（2）经 113 d的吸附反应，”‘Ru、”‘Ru、”Zr、”Nb‘’Co‘’Z＊”’mAg”vCs”‘Sb和’、在大亚湾沉积物上的平均分配系数依次为 3．6X”、5．gX10’、1．SX旷、1．6x”、38X”、20X”、4．4X”、8．7X”、80和 70。 5 用多核素示踪法研究了 14天时间内放射性核素在僧帽牡顿（Saccostrea cucullata）、翡翠贻贝（Pernavirde）和马氏珠母贝（Pinctadamartensl体内的浓集因子随时间的变化及其组织分布。结果表明：（）”Zr、”＊b、”‘Rl和‘’C。在三种贝类体内的分布主要集中在外壳和足丝上；Q）三种贝类的软组织对’‘hAg和‘kn均有很高的浓集能力；N)’刃Cs、’油和l’‘Sb在外壳和软组织中的浓集因子都比较低；（4）三种贝类对l”Ru和”‘Ru的吸收和累积行为有很大的差异，”’Ru绝大部分在外壳上，而软组织对’吨ll的却具有很高的浓集能力。 6用多核素示踪法研究了扁藻（plQmpOn—euiptiC口）、小球藻（ChO。llQffiihUtiSSim。）和简单角毛藻（Chaetoceros guilts）对上述放射性核素的浓集动力学。结果表明这 3种微藻对’仍Ru’肠Ru 的Zr ”Nb、m、6’Zn、”MAg的累积速率快、浓集能力强。扁藻、’J’球藻和简单角毛藻对这 7种核素的累积在 48 h内即达到平衡，浓集因于为 10‘－10’。 (
钟强强[10]（2020）在《核素大气沉降过程及其对上层海洋POC输出通量研究的启示》文中认为天然存在的210Po-210Pb及234Th-238U核素对是评估海洋真光层颗粒有机碳（POC）输出通量的理想示踪剂。210Po-210Pb活度不平衡法是近些年兴起的评估手段,在我国海域的研究相对较少。大气沉降作为海洋中210Po和210Pb的重要源项,在先前评估POC输出通量时常常被忽视。本论文选取东海近岸的上海地区建立大气沉降观测站,通过长时间序列单次降雨事件中210Po、210Bi、210Pb和7Be观测分析,研究了核素大气沉降通量的变化模式和影响因素,其结果为东亚海区提供了210Po、210Pb和7Be的沉降通量平均值。基于南黄海、长江口外东海及西北太平洋的水体中210Po和210Pb观测结果,本文验证了黑潮海区及西太平洋具有高210Po和210Pb的特征,并系统性地厘清了东中国海区210Po和210Pb的分配和清除行为及源汇格局。最后本文利用234Th-238U和210Po-210Pb活度不平衡法对南海北部陆坡海区真光层POC输出通量进行了评估,基于三个航次时间序列站水柱中210Po和210Pb的变化,本文发现颗粒态210Po的活度浓度异常升高与中层生物昼夜垂直迁移（DVM）行为有关。论文主要研究结果和结论如下:（1）大气沉降是近海210Po和210Pb的重要来源。东海近岸典型代表区域（上海,2016年7月-2018年4月）单次降雨中多核素(210Po-210Bi-210Pb及7Be)观测结果表明:雨水中210Po-210Bi-210Pb及7Be的活度浓度随降雨量增大急剧降低,四种核素的湿清除过程与降雨的雨滴大小、云内清除和云下清除均有关;210Po-210Bi-210Pb及7Be的湿沉降通量具有明显的季节变化特征,且四种核素湿沉降通量之间也具有高度相关性,证明了四种核素受相似的湿清除和沉降过程控制;四种核素湿沉降通量与降雨量之间相关性较弱,表明核素的沉降通量不仅受控于降雨量,而且也受其他天气因素和天气过程（台风、梅雨、寒潮事件的发生等）影响。基于极端降雨中高时间分辨率的观测,本文观察到210Po/210Pb、210Bi/210Pb和7Be/210Pb的活度比值异常现象,推测来自平流层或上对流层的较“老”的气团会入侵对流层并影响核素的大气沉降通量。综合前期文献,东亚近海区210Po、210Pb和7Be的年均大气沉降通量分别为18.6±4.2、309±182和（1.10±0.45）×103 Bq/m2/yr。在利用210Po-210Pb活度不平衡法评估东亚海域POC输出通量时,如果不考虑210Po的大气沉降贡献,将会导致评估结果偏低7-44%。（2）本文基于黄海（2015年8月）、长江口及东海（2016年7月和2017年5月）和西北太平洋（2018年5月）的四个航次海水中颗粒态和溶解态210Po和210Pb的活度浓度,综合前期文献数据,从较大空间尺度上绘制了西北太平洋及东中国海区海水中210Po和210Pb的分布。210Po和210Pb活度浓度在不同水体之间的大小顺序为:长江河水>黑潮及西北太平洋海水>近海/陆架区海水。根据东亚近海区210Po和210Pb大气沉降通量并通过构建210Po和210Pb的收支模型,表明大气输入项是东海海区210Pb最重要的来源,占210Pb所有来源的53.3%;210Po的直接大气沉降输入仅占210Po所有来源的3.4%,海水中原位210Pb的衰变生产和外海水输入是东海海区210Po最主要的两个来源,占比分别为48.4%和42.7%;河流输入的210Pb和210Po分别为各自所有来源的8.2%和5.5%。因此,本文认为针对远离河流影响的远海及大洋海区,运用210Po和210Pb进行示踪POC输出通量时,大气沉降贡献将会更加重要而不应该被忽略。通过对比,本文还发现外海水体中的悬浮颗粒物比河口和近岸水体中的悬浮颗粒物具有更高的比活度（Bq/kg-颗粒物）的210Po和210Pb,这表明外海生源颗粒物对210Po和210Pb的颗粒富集作用更显著。东中国海及西北太平洋海区210Po和210Pb的分配系数（Kd）≥104 m L/g,说明海洋环境中210Po和210Pb对颗粒物具有很强的亲和能力;通过绘制Kd-210Po和Kd-210Pb与颗粒物上POC/TSM比值的关系图,本文发现随着颗粒物上有机碳含量的增加,Kd-210Po和Kd-210Pb均持续增加并且Kd-210Po与Kd-210Pb之间的差异也逐渐变大,这一现象表明210Po和210Pb之间的分馏效应随颗粒物上POC含量的增加而加强;而Kd-210Po始终大于Kd-210Pb,表明210Po对POC具有更强的颗粒物亲和性和生物活性。（3）南海（SCS）北部陆坡海域秋季（2014年10月）、夏季（2015年6月）和春季（2017年3月）水柱中210Po、210Pb和234Th的活度分布表明南海北部水柱真光层存在明显的210Po-210Pb和234Th-238U活度不平衡。基于234Th法（春季10.7±11.1mmol/m2/d,n=7）和基于210Po法估算的POC输出通量（春季4.6±1.9 mmol/m2/d,n=8）之间存在比较明显的差异,可能与两种核素本身的地球化学行为以及所示踪过程的时间尺度有关。利用210Po示踪法时,基于Eppley模型估算的POC输出通量（年平均6.5±2.7 mmol/m2/d,n=16）高于基于Buesseler模型估算的POC输出通量（年平均4.0±2.4 mmol/m2/d,n=17）。南海北部陆坡海区POC输出通量（mmol/m2/d）的大小顺序为秋季>春季>夏季（Eppley法估算结果:8.8±2.7>6.3±2.2>4.9±2.0;Buesseler法估算结果:4.8±3.5>4.6±1.9>2.4±1.0）,这反映生物碳泵过程存在显著的季节变化。210Po-210Pb和234Th-238U双示踪法估算得到南海北部陆坡海区真光层POC输出通量的全年变化范围为1.0-31.2 mmol/m2/d,该结果与其他技术手段（如沉积物捕集器法）获得的POC输出通量结果比较接近。结合文献中报道的初级生产力数据,本文估算出南海真光层生物碳泵效率（f值）为12.5-17.7%。此外,本文发现白天水柱450 m层颗粒态210Po活度浓度异常升高与中层鱼的昼夜垂直迁移过程有关,这表明颗粒态210Po在示踪中层生物的昼夜垂直迁移过程带来的碳通量方面具有潜在价值。
二、放射性同位素在海水中稀释因子的测定（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、放射性同位素在海水中稀释因子的测定（论文提纲范文）
（1）流动注射ICPMS测定海水痕量金属及MC-ICPMS测定同位素比值的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 海洋中银、铼和稀土元素的研究 |
| 1.2.1 海洋中的银 |
| 1.2.2 海洋中的铼 |
| 1.2.3 海洋中的稀土元素 |
| 1.2.4 海水中Ag、Re和REEs的分析检测方法 |
| 1.3 Ag、Ir和Os同位素比值研究 |
| 1.3.1 Ag同位素比值研究 |
| 1.3.2 Ir同位素比值研究 |
| 1.3.3 Os同位素比值研究 |
| 1.3.4 Ag、Ir和Os同位素比值的测定方法 |
| 1.3.5 MC-ICPMS及其质量偏倚(mass bias) |
| 1.4 本研究的目的意义、内容和技术路线 |
| 1.4.1 目的意义和内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 流动注射阴离子交换树脂富集分离在线ICPMS测定水体痕量银和铼 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验仪器设备和方法 |
| 2.2.1 主要仪器及设备 |
| 2.2.2 实验试剂、器皿及其清洗 |
| 2.2.3 阴离子交换树脂微柱的制备 |
| 2.2.4 流动注射系统的建立 |
| 2.2.5 样品的采集与分析 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 流动注射阴离子交换树脂在线富集分离条件的优化 |
| 2.3.2 定量方法和盐度的影响 |
| 2.3.3 方法的性能参数 |
| 2.3.4 与其它FI-ICPMS方法的比较 |
| 2.3.5 方法的应用 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 流动注射螯合树脂富集分离在线ICPMS测定水体痕量稀土元素 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验仪器设备和方法 |
| 3.2.1 主要仪器及设备 |
| 3.2.2 实验试剂、器皿及其清洗 |
| 3.2.3 螯合树脂微柱的制备 |
| 3.2.4 流动注射系统 |
| 3.2.5 样品的采集与分析 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 流动注射螯合树脂在线富集分离条件的优化 |
| 3.3.2 定量方法和盐度的影响 |
| 3.3.3 方法的性能参数 |
| 3.3.4 与其它FI-ICPMS方法的比较 |
| 3.3.5 方法的应用 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 MC-ICPMS测定人工及环境样品中银同位素比值 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验仪器设备和方法 |
| 4.2.1 主要仪器及设备 |
| 4.2.2 实验器皿、试剂及样品 |
| 4.2.3 MC-ICPMS测定Ag同位素方法的建立 |
| 4.2.4 样品前处理 |
| 4.2.5 样品测定及数据处理 |
| 4.2.6 质量偏倚校正 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 Pd浓度的影响 |
| 4.3.2 标准溶液与样品中Ag浓度的匹配范围 |
| 4.3.3 方法能准确测定Ag同位素比值的最低Ag浓度 |
| 4.3.4 样品中基体元素的影响 |
| 4.3.5 样品测定结果 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 MC-ICPMS准确测定铱同位素组成及原子质量 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验仪器设备和方法 |
| 5.2.1 主要仪器设备及试剂样品 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 质量偏倚校正 |
| 5.3.2 不确定度 |
| 5.3.3 射频功率改变对拟合曲线线性的影响 |
| 5.3.4 单条曲线测定点数的影响 |
| 5.3.5 样品中Ir-TI浓度匹配的影响 |
| 5.3.6 样品中干扰元素的影响 |
| 5.3.7 典型基体元素的影响 |
| 5.3.8 Ir-1标准物质的测定结果 |
| 5.3.9 不同内标元素的影响 |
| 5.3.10 不同来源Ir的同位素组成区别 |
| 5.3.11 本实验测定Ir同位素组成与历史测定结果比较 |
| 5.3.12 Ir同位素比值的归一化 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 MC-ICPMS准确测定锇同位素组成及原子质量 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验仪器设备和方法 |
| 6.2.1 主要仪器设备及试剂样品 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.3 实验结果与讨论 |
| 6.3.1 质量偏倚校正 |
| 6.3.2 不确定度 |
| 6.3.3 样品中干扰元素的影响 |
| 6.3.4 Os同位素丰度和原子质量 |
| 6.3.5 OSIS-1标准物质的测定结果 |
| 6.3.6 不同来源Os的同位素组成区别 |
| 6.3.7 ~(184)Os的同位素丰度 |
| 6.3.8 测定过程中的非质量分馏 |
| 6.3.9 Os同位素比值参考值 |
| 6.4 结论 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 研究总结 |
| 7.2 创新和贡献 |
| 7.3 不足之处及未来改进措施 |
| 7.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 研究生期间获得的主要科研成果和奖励荣誉 |
| 致谢 |
（2）单体烃放射性碳同位素分析方法的建立及其在多环芳烃源解析中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 单体烃放射性碳同位素分析的发展 |
| 1.2 PAHs在海洋环境中的生物地球化学过程 |
| 1.2.1 PAHs的研究背景 |
| 1.2.2 PAHs的来源途径 |
| 1.2.3 PAHs在近海海洋环境中的迁移传输 |
| 1.3 PAHs源解析的研究进展及存在的问题 |
| 1.4 单体烃放射性碳同位素分析在PAHs源解析中的应用 |
| 1.5 研究目标、研究内容和技术路线 |
| 第2章 研究区域与研究方法 |
| 2.1 研究区域背景 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.2.1 海水采样站位 |
| 2.2.2 沉积物采样站位 |
| 2.2.3 海水采样方法 |
| 2.2.4 沉积物采样方法 |
| 2.2.5 采样过程的QA&QC |
| 2.3 海水和沉积物中PAHs含量分析 |
| 2.3.1 海水中PAHs含量分析方法 |
| 2.3.2 沉积物中PAHs含量分析方法 |
| 2.3.3 GC-MS仪器条件 |
| 2.3.4 PAHs含量分析的QA&QC |
| 第3章 单体烃放射性碳同位素分析方法的建立 |
| 3.1 有机质提取和纯化 |
| 3.1.1 海水有机质提取 |
| 3.1.2 沉积物有机质提取 |
| 3.1.3 芳烃组分的分离 |
| 3.1.4 芳烃的纯化 |
| 3.1.5 有机提取过程的QA&QC |
| 3.2 单体PAHs的PCGC分离和收集 |
| 3.2.1 PCGC简介 |
| 3.2.2 PCGC仪器条件优化 |
| 3.2.3 PCGC分离流程 |
| 3.2.4 PCGC收集的QA&QC |
| 3.3 有机物的石墨化 |
| 3.3.1 玻璃真空线 |
| 3.3.2 石墨反应器 |
| 3.3.3 有机物的催化氧化 |
| 3.3.4 CO_2的纯化和定量 |
| 3.3.5 CO_2的石墨化 |
| 3.3.6 有机物石墨化的QA&QC |
| 3.4 加速质谱仪测定 |
| 3.4.1 加速质谱仪原理 |
| 3.4.2 AMS的应用 |
| 3.4.3 △~(14)C结果表示方法 |
| 第4章 基于CSRA方法的台湾海峡海水中PAHs的来源解析 |
| 4.1 台湾海峡不同水团中PAHs的空间差异 |
| 4.2 台湾海峡不同水团中PAHs的同位素样品制备 |
| 4.3 台湾海峡不同水团中PAHs的△~(14)C的变化特征 |
| 4.4 台湾海峡不同水团中PAHs的来源解析 |
| 第5章 基于CSRA方法的河口-近海沉积物中PAHs的来源解析. |
| 5.1 九龙江河口-台湾海峡沉积物中PAHs的空间变化 |
| 5.2 九龙江河口-台湾海峡沉积物中PAHs同位素样品的制备 |
| 5.3 九龙江河口-台湾海峡沉积物中PAHs的δ~(13)C的变化特征 |
| 5.4 九龙江河口-台湾海峡沉积物中PAHs来源的△~(14)C示踪 |
| 第6章 总结 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 特色与创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 博士期间参加的科研活动 |
| 致谢 |
（3）青岛近海放射性核素的调查研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 0 前言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 放射性核素 |
| 1.1.1 放射性核素的基本概念 |
| 1.1.2 放射性对人类的影响 |
| 1.1.3 海洋中的天然放射性核素 |
| 1.1.4 海洋中的人工放射性核素 |
| 1.2 核素在海洋中的存在形态和分配关系 |
| 1.2.1 核素在海洋中的存在形态 |
| 1.2.2 核素在海水，沉积物和生物间的分配关系 |
| 1.3 国内外对海洋中放射性核素的研究及应用 |
| 1.3.1 国内外研究概况 |
| 1.3.2 国内外应用现状 |
| 1.3.3 核素检测方法的研究 |
| 1.3.4 展望 |
| 1.4 研究内容 |
| 2 调查方法 |
| 2.1 调查海域概况 |
| 2.2 站位设置 |
| 2.3 样品采集 |
| 2.3.1 海水样品 |
| 2.3.2 沉积物样品 |
| 2.3.3 生物样品 |
| 2.4 样品预处理 |
| 2.4.1 海水样品 |
| 2.4.2 沉积物样品 |
| 2.4.3 生物样品 |
| 3 总铀的分布研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 仪器和试剂 |
| 3.2.2 方法原理 |
| 3.2.3 分析步骤 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 海水中总 U 的分布 |
| 3.3.2 沉积物中总铀的分布 |
| 3.3.3 生物体中总铀的分布 |
| 4 总β的分布研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 仪器和试剂 |
| 4.2.2 方法原理 |
| 4.2.3 分析步骤 |
| 4.2.4 计算公式 |
| 4.3 结果讨论 |
| 4.3.1 海水中总β的分布 |
| 4.3.2 沉积物中总β的分布 |
| 4.3.3 生物体中总β的分布 |
| 5 ~(90)Sr 的分布研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 仪器和试剂 |
| 5.2.2 方法原理 |
| 5.2.3 分析步骤 |
| 5.2.4 计算公式 |
| 5.3 结果和讨论 |
| 5.3.1 海水中~(90)Sr 的分布 |
| 5.3.2 沉积物中~(90)Sr 的分布 |
| 5.3.3 生物体中~(90)Sr 的分布 |
| 6 ~(58,60)Co， ~(137)Cs， ~(232)Th， ~(226)Ra， ~(40)K 的分布研究 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 材料和方法 |
| 6.2.1 仪器和试剂 |
| 6.2.2 方法原理 |
| 6.2.3 分析步骤 |
| 6.3 结果和讨论 |
| 6.3.1 海水中~(58,60)Co，~(137)Cs，~(232)Th，~(226)Ra，~(40)K 的分布 |
| 6.3.2 沉积物中~(58,60)Co，~(237)Cs，~(232)Th，~(226)Ra，~(40)K 的分布 |
| 6.3.3 生物体中~(58,60)Co，~(237)Cs，~(232)Th，~(226)Ra，~(40)K 的分布 |
| 7 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 发表的学术论文 |
（4）长寿命放射性核素239,240Pu和129I在环境中的示踪研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境中~(239,240)Pu和~(129)I的来源和分布 |
| 1.1.1 环境中~(239,240)Pu的来源及分布 |
| 1.1.2 环境中~(129)I的来源及水平 |
| 1.2 环境中放射性裂变产物的扩散和沉降机理 |
| 1.3~(239,240)Pu和~(129)I在环境中的示踪研究 |
| 1.3.1 核环境安全 |
| 1.3.2 海洋示踪应用 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容及技术路线 |
| 1.4.3 本工作的科学意义 |
| 第二章 中国土壤中~(239,240)Pu的含量及其来源特征 |
| 2.1 实验器材与方法部分 |
| 2.1.1 中国土壤样品（表层和剖面）的采集和预处理 |
| 2.1.2 实验试剂、标准物质和仪器 |
| 2.1.3 土壤样品中钚的放射化学分离 |
| 2.1.4 ~(239,240)Pu和137Cs的测量 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 分析质量控制 |
| 2.2.2 中国表层土壤中Pu的空间分布 |
| 2.2.3 新疆罗布泊核试验场及下风向地区环境中Pu水平及特征 |
| 2.2.4 中国其它地区土壤中Pu的分布特征 |
| 2.2.5 中国环境中钚的来源初探 |
| 2.2.6 中国土壤中Pu的纵向迁移预测 |
| 2.2.7 ~(239,240)Pu和137Cs在中国土壤中分布特征对比 |
| 2.2.8 ~(239,240)Pu和~(129)I在中国部分地区土壤中分布特征对比 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 南极降雪中~(129)I含量及特征 |
| 3.1 实验器材与方法部分 |
| 3.1.1 南极雪样的采集和预处理 |
| 3.1.2 实验试剂、仪器和标准物质 |
| 3.1.3 雪水和雨水中总碘的化学分离方法 |
| 3.1.4 标准样品和流程空白的制备 |
| 3.1.5 ~(129)I和127I的测定 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 化学氧化法分解大体积淡水样品中有机碘 |
| 3.2.2 南极降雪和海水中127I和~(129)I含量和分布 |
| 3.2.3 南极降雪中~(129)I来源 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 南极海水中~(129)I形态分析及环境示踪研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 南极地区海水样品的采集和预处理 |
| 4.1.2 实验试剂、仪器和标准物质 |
| 4.1.3 海水中127I和~(129)I及其化学形态的共沉淀分离 |
| 4.1.4 海水中127I和~(129)I及其化学形态的离子交换分离 |
| 4.1.5 ~(129)I的加速器质谱测定 |
| 4.1.6 分析质量控制 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 南极海水中~(129)I和127I浓度分布 |
| 4.2.2 南极地区海水中~(129)I和127I化学形态的分布 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 127I载体的加入量对127I束流强度和~(129)I浓度的影响 |
| 4.3.2 分析质量控制 |
| 4.3.3 南极地区~(129)I水平 |
| 4.3.4 南极地区~(129)I和127I分布 |
| 4.3.5 南极海水中~(129)I的来源 |
| 4.3.6 南极海域海水中~(129)I和127I化学形态 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 主要问题与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 发表文章及参加学术活动 |
（5）海水入侵对地下水水文地球化学及微生物群落的影响研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海水入侵的研究 |
| 1.2.2 地下水微生物群落的研究进展 |
| 1.2.3 海水入侵对微生物群落影响的研究 |
| 1.2.4 研究区海水入侵的研究 |
| 1.2.5 微生物生态学研究的一般方法 |
| 1.3 科学问题的提出 |
| 1.4 研究的内容 |
| 1.5 研究的目的和意义 |
| 1.6 研究的创新点 |
| 第二章 珠江口海水入侵区地下水的水文地球化学特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 研究区的概况和样品采集 |
| 2.2.1 研究区的概况 |
| 2.2.2 地下水样品的采集 |
| 2.2.3 样品的测试分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 水化学组成特征 |
| 2.3.2 地下咸水来源的分析 |
| 2.3.3 地下水的水文地球化学过程 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 珠江口海水入侵区地下水的微生物群落结构及环境指示 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 研究地点和采样方法 |
| 3.2.2 DNA的提取和PCR的扩增 |
| 3.2.3 高通量测序和数据的分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 地下水的水化学特点 |
| 3.3.2 微生物群落的α-、β-多样性 |
| 3.3.3 微生物群落的组成 |
| 3.3.4 群落的差异分析和生物标记物的筛选 |
| 3.3.5 微生物群落的功能预测分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 莱州湾海水入侵区的水质监测与调查 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究区的概况和海水入侵调查 |
| 4.2.1 研究区的概况 |
| 4.2.2 研究区民用井的水质调查 |
| 4.2.3 监测井的分布 |
| 4.2.4 钻孔沉积物的岩性 |
| 4.2.5 地下水和土壤沉积物样品的采集 |
| 4.3 分析监测方法 |
| 4.3.1 地下水样品的分析方法 |
| 4.3.2 土壤沉积物样品的分析方法 |
| 4.3.3 高密度电阻率法监测海水入侵 |
| 4.3.4 水位自动记录仪连续监测海水入侵 |
| 4.3.5 数据处理 |
| 4.4 结果分析 |
| 4.4.1 高密度电阻率法的物探结果 |
| 4.4.2 地下水水位自动记录仪的监测结果 |
| 4.4.3 监测井的地下水样品分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 莱州湾海水入侵区饮用水中细菌群落结构研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 样品的采集和理化性质的测定 |
| 5.2.2 基因组DNA的提取和测序 |
| 5.2.3 细菌荧光定量PCR(Q-PCR)分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 水体的理化性质 |
| 5.3.2 细菌的测序结果 |
| 5.3.3 饮用水体中微生物的数量 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 莱州湾海水入侵区土壤沉积物微生物群落结构及与环境的关系 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料和方法 |
| 6.2.1 样品的采集 |
| 6.2.2 基因组DNA的提取、PCR扩增 |
| 6.2.3 高通量测序和数据的分析 |
| 6.2.4 细菌荧光定量PCR分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 土壤沉积物的理化性质 |
| 6.3.2 微生物的α-多样性随土壤深度的变化特征 |
| 6.3.3 细菌16SrRNA基因丰度的随土壤深度的变化特征 |
| 6.3.4 微生物的α-多样性、细菌的丰度与土壤理化因子之间的关系 |
| 6.3.5 微生物的群落结构在门和纲水平上的分布 |
| 6.3.6 微生物群落的β-多样性分析 |
| 6.3.7 物种的差异判别分析 |
| 6.3.8 微生物群落结构的冗余分析(redundancyanalysis,RDA) |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.1.1 海水入侵区地下水的水文地球化学作用 |
| 7.1.2 海水入侵区地下水、饮用水和土壤沉积物的微生物群落结构 |
| 7.1.3 两个海水入侵区微生物群落的比较以及微生物的指示意义 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附件 |
| 攻读博士期间参与的科研项目、参加的学术会议以及发表的文章 |
| 致谢 |
（6）海水人工湿地系统脱氮的同位素定量分析及其微生物群落探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 人工湿地概况 |
| 1.1.1 人工湿地的定义 |
| 1.1.2 人工湿地的分类 |
| 1.1.3 人工湿地氮的迁移转化 |
| 1.1.4 人工湿地脱氮机理 |
| 1.2 同位素定量分析 |
| 1.2.1 同位素概述 |
| 1.2.2 氮稳定同位素技术及其应用现状 |
| 1.2.3 氮稳定同位素技术研究人工湿地氮循环 |
| 1.3 研究目的、意义与内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 第二章 有植物和无植物海水人工湿地系统脱氮效果对比 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 仪器 |
| 2.2.2 试剂 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 水质参数与测定方法 |
| 2.3.1 水质参数 |
| 2.3.2 测定方法和数据分析 |
| 2.4 实验结果与分析 |
| 2.4.1 有植物和无植物海水人工湿地系统NH_4-N去除效果比较 |
| 2.4.2 有植物和无植物海水人工湿地系统NO_2-N去除效果比较 |
| 2.4.3 有植物和无植物海水人工湿地系统NO_3-N去除效果比较 |
| 2.4.4 有植物和无植物海水人工湿地系统TN去除效果比较 |
| 2.4.5 海水人工湿地系统无机氮占比分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 使用同位素定量分析海水人工湿地系统中硝态氮的迁移转化过程 |
| 3.1 实验装置 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.3 数据处理与分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 海水人工湿地系统NO_3-N去除效果 |
| 3.4.2 海水人工湿地系统δ~(15)N值变化趋势 |
| 3.4.3 海水人工湿地系统~(15)N同位素的绝对丰度质量 |
| 3.4.4 植物、基质和微生物在海水人工湿地系统脱氮中的贡献 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 海水人工湿地系统微生物群落探究 |
| 4.1 实验装置 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 取样方法 |
| 4.2.2 测定方法 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 PCR扩增电泳结果 |
| 4.3.2 微生物群落丰富度和物种多样性 |
| 4.3.3 UPGMA聚类分析 |
| 4.3.4 海水人工湿地系统微生物群落结构 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（7）海水中放射性核素110mAg分析方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.2 ~(110m)Ag在海洋环境中的行为研究 |
| 1.2.1 海水中~(110m)Ag的赋存形态 |
| 1.2.2 沉积物中~(110m)Ag的迁移 |
| 1.2.3 海洋生物对~(110m)Ag的富集 |
| 1.3 ~(110m)Ag对生态环境的辐射效应研究 |
| 1.4 环境中银的分析方法 |
| 1.4.1 海水中稳定银的分析方法 |
| 1.4.2 海水中~(110m)Ag的分析方法 |
| 1.5 项目来源 |
| 1.6 研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 实验技术路线 |
| 第2章 海水中~(110m)Ag分析方法实验设计 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验设备与仪器 |
| 2.3 实验研究方法 |
| 2.3.1 氯化银沉淀法 |
| 2.3.2 硫化铅共沉淀法 |
| 2.3.3 碘化银沉淀法 |
| 2.3.4 联合沉淀-γ谱法的研究方法 |
| 2.4 放射性核素的检测方法 |
| 2.4.1 放射性核素的测量 |
| 2.4.2 仪器的探测效率探讨 |
| 2.4.3 回收率计算 |
| 2.4.4 最低检测限 |
| 2.5 稳定银的测量方法 |
| 2.5.1 标准曲线 |
| 2.5.2 样品分析 |
| 第3章 氯化银沉淀法研究 |
| 3.1 方法原理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 氯离子的量、银载体的量对回收率的影响-氯化钠模拟海水 |
| 3.2.2 银载体的量对回收率的影响 |
| 3.2.3 避光条件对回收率的影响 |
| 3.2.4 海水pH值对回收率的影响 |
| 3.2.5 海水盐度对回收率的影响 |
| 3.2.6 海水体积对回收率的影响 |
| 3.2.7 小结 |
| 3.3 氯化银沉淀对其它放射性核素的富集能力 |
| 3.4 联合沉淀-γ谱法测定其它放射性核素 |
| 3.4.1 实验方法 |
| 3.4.2 结果与讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 硫化铅共沉淀法研究 |
| 4.1 方法原理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 沉淀剂试剂的选择 |
| 4.2.2 铅载体和硫离子的配比对回收率的影响 |
| 4.2.3 铅载体的量对回收率的影响 |
| 4.2.4 铅载体和硫离子加入顺序对回收率的影响 |
| 4.2.5 银载体量对回收率的影响 |
| 4.2.6 海水pH值对回收率的影响 |
| 4.2.7 海水盐度对回收率的影响 |
| 4.2.8 海水体积对回收率的影响 |
| 4.2.9 小结 |
| 4.3 硫化铅共沉淀对其它放射性核素的吸附效果 |
| 4.4 联合沉淀-γ谱法测定其它放射性核素 |
| 4.4.1 实验方法 |
| 4.4.2 结果与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 碘化银沉淀法研究 |
| 5.1 方法原理 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 银载体量对回收率的影响 |
| 5.2.2 银载体和碘离子的配比对回收率的影响 |
| 5.2.3 海水pH值对回收率的影响 |
| 5.2.4 海水盐度对回收率的影响 |
| 5.2.5 海水体积对回收率的影响 |
| 5.2.6 小结 |
| 5.3 碘化银沉淀对其它放射性核素的富集能力 |
| 5.4 联合沉淀-γ谱法测定其它放射性核素 |
| 5.4.1 实验方法 |
| 5.4.2 结果与讨论 |
| 5.5 碘化银沉淀对放射性碘的富集能力 |
| 5.5.1 烘干温度对碘的影响 |
| 5.5.2 银载体量对放射性碘回收率的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
（8）长江口及苏北潮滩沉积物中放射性核素钚（Pu）的分布特征与环境意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 环境中钚(Pu)的来源 |
| 1.1.1 钚(Pu)同位素的来源 |
| 1.1.2 环境中~(239)Pu及~(240)Pu的来源 |
| 1.2 钚(Pu)及~(210)Pb,~(137)Cs在环境中应用的研究进展 |
| 1.2.1 钚(Pu)及~(210)Pb,~(137)Cs在陆地,湖泊,潮滩,大气等环境中应用的研究进展 |
| 1.2.2 钚(Pu)及~(210)Pb,~(137)Cs在海洋环境中的分布特征及研究进展 |
| 1.2.3 钚(Pu)及~(210)Pb,~(137)Cs在长江口中的研究进展 |
| 1.3 论文选题依据、意义、内容、目标及技术路线 |
| 1.3.1 论文选题的依据与研究意义 |
| 1.3.2 论文研究的研究内容与目标 |
| 1.3.3 论文研究的技术路线 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 长江口区域 |
| 2.1.1 长江口地理地貌 |
| 2.1.2 流域来水、来沙条件 |
| 2.1.3 潮汐和潮流 |
| 2.1.4 风与波浪 |
| 2.1.5 黑潮及台湾暖流 |
| 2.1.6 长江口区域采样位置 |
| 2.1.7 长江流域内表层样的采样位置 |
| 2.2 江苏射阳新洋港潮滩 |
| 2.3 江苏连云港临洪河口区域 |
| 3 分析方法 |
| 3.1 钚(Pu)分析方法概述 |
| 3.1.1 样品的消解处理 |
| 3.1.2 样品的共沉淀处理 |
| 3.1.3 化学分离与提取 |
| 3.1.4 仪器的测量 |
| 3.1.5 不同质谱仪器分析的比较 |
| 3.2 本研究中Pu的分析方法 |
| 3.2.1 Pu从沉积物样品中分离的实验过程 |
| 3.2.2 Pu的ICP-MS仪器测量过程 |
| 3.3 其他分析方法 |
| 3.3.1 沉积物粒度分析及参数计算方法 |
| 3.3.2 扫描电子显微镜(SEM) |
| 3.3.3 同位素~(137)Cs的分析 |
| 3.3.4 同位素~(210)Pb的分析 |
| 4 钚(Pu)化学分离方法改进的分析 |
| 4.1 钚(Pu)分析方法改进的理论基础 |
| 4.1.1 钚(Pu)化合价的调整方法 |
| 4.1.2 钚(Pu)化学分离提取方法比较 |
| 4.2 钚(Pu)新分析方法的探索 |
| 4.2.1 钚(Pu)的化学分离的新趋势 |
| 4.2.2 钚(Pu)的新分离方法的实验及结果 |
| 5 钚(Pu)在长江口的分布特征与意义 |
| 5.1 钚(Pu)在长江口表层沉积物中的空间分布特征与意义 |
| 5.1.1 钚(Pu)在长江口表层沉积物中的空间分布特征 |
| 5.1.2 钚(Pu)在长江口表层沉积物中的空间分布特征的意义 |
| 5.2 钚(Pu)在长江口柱样沉积物中的垂直分布特征与意义 |
| 5.2.1 钚(Pu)在长江口柱样沉积物中的垂直分布特征 |
| 5.2.2 钚(Pu)在长江口柱样沉积物中的垂直分布特征的意义 |
| 5.3 钚(Pu)在长江口沉积物中的来源及沉积速率的探讨 |
| 5.3.1 钚(Pu)在长江口沉积物中的来源 |
| 5.3.2 长江口沉积物沉积速率的变化 |
| 6 钚(Pu)及~(137)Cs,~(210)Pb在苏北潮滩的分布特征与意义 |
| 6.1 钚(Pu)及~(137)Cs,~(210)Pb在苏北新洋港潮滩的分布特征 |
| 6.1.1 新洋港潮滩沉积物的粒度特征 |
| 6.1.2 新洋港潮滩柱样沉积物的钚(Pu)与~(137)Cs的垂直分布特征 |
| 6.1.3 新洋港潮滩柱样沉积物的~(210)Pb的垂直分布特征 |
| 6.1.4 新洋港潮滩表层沉积物~(137)Cs与~(210)Pb的空间分布特征 |
| 6.1.5 新洋港潮滩沉积带的演替趋势特征 |
| 6.2 钚(Pu)及~(137)Cs,~(210)Pb在苏北临洪河口潮滩的分布特征 |
| 6.2.1 临洪河口潮滩柱样沉积物的粒度特征 |
| 6.2.2 临洪河口潮滩柱样沉积物中的钚(Pu)与~(137)Cs的分布特征 |
| 6.2.3 临洪河口潮滩其它柱样沉积物中的~(137)Cs的分布特征及意义 |
| 6.2.4 临洪河口潮滩柱样沉积物中的~(210)Pb的分布特征及意义 |
| 6.2.5 临洪河口潮滩柱样沉积物中的石英颗粒表面微结构特征及意义 |
| 7 讨论与结论 |
| 7.1 钚(Pu)同位素特征在特定区域内的特征与环境意义 |
| 7.1.1 日本濑户内海广岛湾沉积物中的钚(Pu)的特征与意义 |
| 7.1.2 日本福岛核电站事故的放射性同位素的环境影响 |
| 7.2 钚(Pu)在长江口,苏北潮滩的环境意义 |
| 7.2.1 苏北潮滩柱样沉积物中钚(Pu),~(137)Cs的环境意义 |
| 7.2.2 长江口,苏北潮滩区域钚(Pu)的环境意义 |
| 7.3 主要结论 |
| 7.4 工作展望 |
| 参考文献 |
| 博士期间发表的论文 |
| 致谢 |
（9）大亚湾放射生态学及沉积物的生物地球化学研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 目录 |
| 图题目录 |
| 表题目录 |
| 前言 |
| 1 大亚湾沉积物的年代及其沉积速率 |
| 1.1 大亚湾的自然和环境概况 |
| 1.2 柱状沉积物样品的采集、处理和分析 |
| 1.3 数据处理方法 |
| 1.4 结果与讨论 |
| 1.4.1 ~（210）Pb随深度的变化 |
| 1.4.2 沉积通量 |
| 1.4.3 沉积速率 |
| 1.4.4 ~（210）Pb沉积通量 |
| 1.4.5 ~（137）Cs随深度的变化 |
| 1.5 小结 |
| 参考文献 |
| 2 大亚湾沉积物微量元素的形态及其垂直分布特征 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 试剂和设备 |
| 2.1.2 提取步骤 |
| 2.1.3 分析方法 |
| 2.2 结果和讨论 |
| 2.2.1 微量元素的形态及其垂直分布特征 |
| 2.2.2 大亚湾微量元素沉积通量及其随时间的变化 |
| 2.3 小结 |
| 参考文献 |
| 3 大亚湾沉积物中氨基酸、有机碳、氮和磷的垂直分布特征 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 氨基酸的分析 |
| 3.1.2 总有机碳和总氮的分析 |
| 3.1.3 无机磷和总磷的分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 游离和水解氨基酸的含量随深度的变化 |
| 3.2.2 游离和水解氨基酸的组成随深度的变化 |
| 3.2.3 游离和水解氨基酸摩尔分数之间的关系 |
| 3.2.4 游离和水解氨基酸含量之间的关系 |
| 3.2.5 游离和水解氨基酸平均组成 |
| 3.2.6 氮、有机碳和磷 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 氨基酸的分析方法 |
| 3.3.2 氨基酸的提取方法 |
| 3.3.3 氨基酸的含量 |
| 3.3.4 氨基酸的组成 |
| 3.4 小结 |
| 参考文献 |
| 4 大亚湾表层沉积物对放射性核素的吸附 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 放射性核素示踪溶液 |
| 4.1.2 海水 |
| 4.1.3 沉积物 |
| 4.1.4 实验条件 |
| 4.1.5 吸附动力学实验 |
| 4.1.6 解吸动力学实验 |
| 4.1.7 分配系数与固液比的关系实验 |
| 4.1.8 放射性核素的γ能谱测量方法 |
| 4.2 结果和讨论 |
| 4.2.1 吸附动力学 |
| 4.2.2 解吸动力学 |
| 4.2.3 分配系数与沉积物浓度的关系 |
| 4.3 小结 |
| 参考文献 |
| 5 双壳贝类对放射性核素的吸收和累积 |
| 5.1 材料和方法 |
| 5.1.1 放射性核素示踪溶液 |
| 5.1.2 贝类的采集和处理 |
| 5.1.3 实验条件 |
| 5.1.4 吸收和累积动力学实验 |
| 5.1.5 样品处理 |
| 5.1.6 放射性核素的γ能谱测量法 |
| 5.2 结果和讨论 |
| 5.2.1 贝类养殖海水中放射性核素活度随养殖时间的变化 |
| 5.2.2 吸收和累积实验过程中贝类生理指标的变化 |
| 5.2.3 吸收和累积动力学 |
| 5.2.4 放射性核素在贝类组织分布中的分布 |
| 5.3 小结 |
| 参考文献 |
| 6 浮游藻类对放射性核素的吸收和累积 |
| 6.1 材料和方法 |
| 6.1.1 放射性核素示踪溶液 |
| 6.1.2 微藻培养液 |
| 6.1.3 微藻及其培养 |
| 6.1.4 实验条件 |
| 6.1.5 吸收和累积动力学实验 |
| 6.1.6 浓集因子与微藻浓度的关系 |
| 6.1.7 γ能谱仪测量方法 |
| 6.2 结果和讨论 |
| 6.2.1 微藻对放射性核素的吸收和累积动力学 |
| 6.2.2 放射性核素在微藻中的浓集因子与微藻浓度的关系 |
| 6.3 小结 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 在学期间科研成果及发表的论文 |
| 1 在学期间主持的科研项目 |
| 2 在学期间参加的科研项目 |
| 3 在学期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（10）核素大气沉降过程及其对上层海洋POC输出通量研究的启示（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 地球碳循环 |
| 1.1.2 海洋生物碳泵 |
| 1.2 POC输出通量的测定方法 |
| 1.3 海洋环境中利用~(234)Th-~(238)U和~(210)Po-~(210)Pb活度不平衡法示踪POC输出通量 |
| 1.3.1 海洋环境中的~(234)Th-~(238)U和~(210)Po-~(210)Pb的分布及活度不平衡现象 |
| 1.3.2 ~(234)Th-~(238)U和~(210)Po-~(210)Pb核素对示踪海洋POC输出通量的相关研究进展 |
| 1.4 核素大气沉降通量研究的重要性 |
| 1.5 论文研究目标和内容 |
| 1.6 论文结构框架 |
| 第二章 研究区域和方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 东海近岸区域——上海地区 |
| 2.1.2 东中国海及西北太平洋海区 |
| 2.1.3 南海及北部陆坡区 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 主要仪器装置和化学试剂 |
| 2.2.2 ~(210)Po和~(210)Bi镍片自沉积法的条件优化 |
| 2.2.3 雨水样品中~(210)Po-~(210)Bi-~(210)Pb及~7Be的联合分析流程 |
| 2.2.4 海水样品中~(210)Po、~(210)Pb及~(234)Th的联合分析流程 |
| 第三章 东海近岸降雨过程中的典型核素(~(210)Po、~(210)Bi、~(210)Pb和~7Be)及其示踪意义 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 雨水中~(210)Po、~(210)Bi、~(210)Pb及~7Be活度浓度 |
| 3.3.2 ~(210)Po/~(210)Pb、~(210)Bi/~(210)Pb及~7Be/~(210)Pb的活度比值 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 ~(210)Po、~(210)Bi、~(210)Pb及~7Be的清除过程及影响因素 |
| 3.4.2 ~(210)Po、~(210)Bi、~(210)Pb及~7Be湿沉降过程:通量大小及影响因素 |
| 3.4.3 利用~(210)Po/~(210)Pb、~(210)Bi/~(210)Pb及~7Be/~(210)Pb活度比值捕捉平流层入侵现象 |
| 3.4.4 东亚地区及海区~(210)Po、~(210)Bi、~(210)Pb及~7Be大气沉降通量的时空分布 |
| 3.4.5 ~(210)Pb大气沉降通量的变化对评估东亚海区POC输出通量的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 西北太平洋及东中国海~(210)Po和~(210)Pb的分布、分配、分馏行为及源汇格局 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 表层海水TSM和 POC浓度分布 |
| 4.3.2 表层海水~(210)Po和~(210)Pb活度浓度分布 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 ~(210)Po和~(210)Pb活度浓度分布的特征 |
| 4.4.2 悬浮颗粒物的浓度和组成对~(210)Po及~(210)Pb分配系数的影响 |
| 4.4.3 ~(210)Po和~(210)Pb的源汇格局及收支模型 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 双示踪剂法(~(234)Th-~(210)Po)示踪南海北部POC输出通量及中层鱼昼夜垂直迁移行为 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 航次概况 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 秋季航次水文参数、POC及~(210)Po和~(210)Pb浓度的垂向分布 |
| 5.3.2 夏季航次水文参数、POC及~(210)Po和~(210)Pb浓度的垂向分布 |
| 5.3.3 春季航次水文参数、POC、~(210)Po、~(210)Pb和~(234)Th浓度的垂向分布 |
| 5.3.4 ~(210)Po、~(210)Pb昼夜变化与渔业声学回波影像结果 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 海水中溶解态~(210)Po和~(210)Pb活度浓度异常升高的可能原因 |
| 5.4.2 真光层~(234)Th、~(210)Pb和~(210)Po的清除速率及迁出通量 |
| 5.4.3 基于~(210)Po和~(234)Th估算真光层POC输出通量 |
| 5.4.4 对比~(210)Po和~(234)Th法估算的南海真光层POC输出通量 |
| 5.4.5 不同方法估算的南海海洋真光层颗粒有机碳输出通量对比 |
| 5.4.6 颗粒态~(210)Po与中层生物(鱼)昼夜垂直迁移活动的关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 总结、不足与展望 |
| 6.1 论文总结 |
| 6.2 论文创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间科研成果 |
| 致谢 |
| 附录 |
四、放射性同位素在海水中稀释因子的测定（论文参考文献）
- [1]流动注射ICPMS测定海水痕量金属及MC-ICPMS测定同位素比值的研究[D]. 朱祖浩. 厦门大学, 2018(08)
- [2]单体烃放射性碳同位素分析方法的建立及其在多环芳烃源解析中的应用[D]. 押淼磊. 厦门大学, 2018(08)
- [3]青岛近海放射性核素的调查研究[D]. 李恒. 中国海洋大学, 2009(11)
- [4]长寿命放射性核素239,240Pu和129I在环境中的示踪研究[D]. 邢闪. 中国科学院研究生院(地球环境研究所), 2015(01)
- [5]海水入侵对地下水水文地球化学及微生物群落的影响研究[D]. 桑石磊. 暨南大学, 2019(03)
- [6]海水人工湿地系统脱氮的同位素定量分析及其微生物群落探究[D]. 吴俊泽. 上海海洋大学, 2019(03)
- [7]海水中放射性核素110mAg分析方法研究[D]. 温小惠. 成都理工大学, 2018(06)
- [8]长江口及苏北潮滩沉积物中放射性核素钚（Pu）的分布特征与环境意义[D]. 刘志勇. 南京大学, 2011(07)
- [9]大亚湾放射生态学及沉积物的生物地球化学研究[D]. 牟德海. 暨南大学, 2002(01)
- [10]核素大气沉降过程及其对上层海洋POC输出通量研究的启示[D]. 钟强强. 华东师范大学, 2020