一、封闭型实验室内CO_2浓度的测定（论文文献综述）
张状状[1]（2021）在《半干旱区富营养化浅水湖泊水-气界面温室气体昼夜变化研究》文中进行了进一步梳理湖泊是全球碳循环的重要组成部分,其中富营养化浅湖由于具有物质交换频繁、初级生产力高、有机物丰富等特性,对湖泊碳循环研究具有重要意义。本文选取富营养化草型浅湖乌梁素海作为研究区,在湖泊内沉水植被区选取有黄苔爆发的S1点和无黄苔爆发的S2点两个监测点,于2019年的4～10月（湖泊非结冰期）进行每月一次的原位昼夜监测,通过顶空平衡法测定水体表层和底层温室气体分压（pCO2,pCH4）,通过静态箱法计算获得水-气界面的温室气体通量（FCO2,FCH4）,继而分析温室气体分压及通量的昼夜变化规律及其与环境因子的关系,主要结果如下:1.乌梁素海S1点和S2点pCO2和FCO2的昼夜变化特征:S1点表层和底层pCO2整体变化为日出后逐渐减小,并在下午达到最小值,随后夜间逐渐升高,并在日出前达到最高。通过比较底层和表层pCO2发现,底层pCO2通常大于表层,且表层pCO2日内变化幅度通常大于底层。S1点FCO2在夜间为正,为CO2的源,日落后排放速率逐渐增加,在日出之前达到最大,且S1点夜间CO2排放占全天排放的大部分比例;FCO2白天变化表现为日出后排放速率逐渐降低,吸收速率逐渐增加,通常在下午达到最小排放速率或者最大吸收速率。S2点表层和底层pCO2在白天和夜间均呈现出下降趋势,但白天变化幅度大于夜间,且表层和底层pCO2在一天内均具有较小的差异。当S2点为CO2的源时,白天和夜间排放速率基本相同;当S2点为CO2的汇时,CO2的吸收主要来自于白天,在夜间吸收仅占据全天吸收量较少的一部分。2.乌梁素海S1点和S2点pCO2和FCO2的月变化特征:S1点表层和底层pCO2在非结冰期均呈现先减小后增加再减小的趋势。S1点水体在4、5、6（阴天）、10月为CO2的源,而在7、8、9月表现为CO2的汇。S2点的表层和底层pCO2从4月到10月整体呈现下降趋势。S2点在4月和7月（阴天）为CO2的源,在5、6、8、9、10月为CO2的汇。另外,S1点和S2点结果均显示融冰期之后的一段时间是湖泊释放CO2的关键时期,占据非结冰期内CO2释放的较大比例。S1点在非结冰期内整体表现为CO2的源,FCO2的平均排放速率为5.54 mmol m-2 d-1;S2点为CO2的汇,FCO2的平均吸收速率为7.30 mmol m-2 d-1。3.乌梁素海S1点和S2点pCH4和FCH4的昼夜变化特征:S1和S2点表层和底层pCH4总体具有白天逐渐升高、夜间逐渐降低的趋势,并且在白天某些时间点具有较大的pCH4值,底层pCH4在白天和晚上大部分时间均大于表层pCH4。此外,S1点和S2点的FCH4在两点均表现出了白天具有较大的排放量,而在晚上排放量相对较小的变化特征。4.乌梁素海S1点和S2点pCH4和FCH4的月变化特征:S1点和S2点表层和底层pCH4在4、5、10月较低,而在6-9月较高,且S1和S2点在6-9均表现为底层pCH4显着大于表层pCH4,而在温度较低的4月和10月,表层pCH4和底层pCH4的差异不明显。FCH4具有显着的月份变化特征,4、5、10月CH4排放量较低,而6-9月排放量非常高。在非结冰期,湖泊在S1和S2点皆为CH4的源,且S1点的FCH4的平均排放速率为10.44 mmol m-2 d-1,S2点的平均排放速率为9.05 mmol m-2 d-1。5.乌梁素海环境因子对碳循环的影响:湖泊pCO2和FCO2受到黄苔藻类爆发和沉水植被的影响较大,富营养化对减少CO2的排放具有积极的作用,另外,天气状况、溶解氧和温度都对CO2的变化有影响。pCH4和FCH4受到温度的影响极大,同时也受到黄苔、沉水植物、溶解氧等环境因素的共同影响。在日动态变化中,湖泊FCO2主要受到黄苔、沉水植物和其他初级生产者的光合作用和呼吸作用的影响,使得由早到晚呈现吸收先增强后减弱或者转为释放的趋势,而FCH4由于受温度的影响较大,呈现白天释放较多、夜晚释放较少的特征。
张奥棋[2]（2021）在《表面活性剂控制微藻培养中生物污染研究及其安全性评价》文中研究指明微藻是一类形态微小、可以进行光合作用的低等植物,其细胞中含有丰富的蛋白质、多糖、油脂、色素和生物活性物质,被广泛应用于食品、饲料、生物能源和环境修复领域。然而,微藻规模化培养过程中普遍存在生物污染问题,成为制约微藻产业化发展的关键技术难题之一。其中浮游动物和寄生真菌污染发展快、危害大,常导致培养失败,目前还未开发出高效经济的控制技术。本学科组前期通过对多种物理、化学方法进行试验,首次发现阴离子表面活性剂十二烷基苯磺酸钠（SDBS）可以有效控制真菌感染而对产油微藻的生长和油脂积累不产生显着影响。基于此,本论文以优良藻种雨生红球藻（Haematococcus pluvialis）和蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）为研究对象,在鉴定关键污染生物的基础上,首次探究表面活性剂对雨生红球藻中壶菌污染和蛋白核小球藻中轮虫污染的控制效果,确定表面活性剂对微藻生长的安全浓度,对表面活性剂控制技术进行优化,并在微藻规模培养中进行验证,同时对表面活性剂应用于微藻规模培养中生物污染控制的安全性进行初步评价,建立了一种高效、经济、安全的微藻生物污染控制技术。研究结果为表面活性剂控制微藻病虫害技术的产业化应用提供了充足的科学依据和安全保障。论文主要结果及结论如下:1.从受感染的雨生红球藻K-0084跑道池成功分离纯化病害真菌EPG02,并鉴定其为类节壶菌Paraphysoderma sedebokerense。在此基础上,选取5种表面活性剂对EPG02进行控制试验。实验室结果表明,7-10 mg/L十二烷基苯磺酸钠（SDBS）、60 mg/L十二烷基硫酸钠（SDS）和30-40 mg/L脂肪醇聚氧乙烯醚（AEO-7）均可有效控制壶菌感染。其中,7 mg/L SDBS处理效果最好,不仅可以完全控制壶菌的感染,而且对雨生红球藻的生长和虾青素的积累没有显着影响。研究表明,表面活性剂并非通过破坏壶菌与红球藻细胞表面的识别位点阻止感染,而是通过杀灭壶菌的游动孢子而截断壶菌的感染途径。进一步研究发现,表面活性剂SDBS能够造成壶菌游动孢子细胞膜破裂,细胞内含物降解,而对藻细胞结构没有影响。这可能是因为雨生红球藻不动细胞和壶菌游动孢子具有不同的细胞表面覆盖物和结构。雨生红球藻不动细胞具有多层细胞壁,可能阻碍SDBS穿透到藻类细胞膜,而壶菌游动孢子缺乏保护性细胞壁,这使得SDBS可以直接破坏壶菌游动孢子的细胞膜,从而导致游动孢子解体。2、在5 m2开放式跑道池培养试验中7 mg/L SDBS可以有效控制类节壶菌感染并持续至培养结束,雨生红球藻生物质平均产量和虾青素平均产量分别达到55.3 g/m2和1.41 g/m2。在20 m2开放式跑道池培养试验中,7 mg/L SDBS同样可以有效控制类节壶菌感染并持续至培养结束,雨生红球藻生物质产量和虾青素产量分别达到53.9 g/m2和1.32 g/m2。证明将表面活性剂SDBS应用于雨生红球藻的开放式跑道池培养可完全控制壶菌感染,能够保持雨生红球藻培养的长期稳定运行。处理1000 L藻液所需十二烷基苯磺酸钠的费用仅为0.07元（0.01美元）,成本低廉,操作简单。3、在开放式跑道池培养蛋白核小球藻XQ-20044的过程中,发现萼花臂尾轮虫（Brachionus calyciflorus）对蛋白核小球藻危害最为严重,能够快速并且大量捕食小球藻,使小球藻培养在72小时内崩溃。在实验室内建立了稳定的蛋白核小球藻-萼花臂尾轮虫共培养体系。在此基础上,选择5种表面活性剂对萼花臂尾轮虫进行控制效果试验,并检测对小球藻的生长影响。实验室结果表明,SDBS、SDS、AES、AEO-7和CDEA均能有效清除小球藻中萼花臂尾轮虫和卵,有效浓度分别为≥10 mg/L、≥15 mg/L、≥10 mg/L、≥7.5 mg/L和≥10 mg/L。其中,10 mg/L SDBS和7.5-10 mg/L AEO-7处理效果最好,不仅可以完全杀灭轮虫,而且对小球藻的生物量无显着影响。综合考虑5种表面活性剂的使用剂量、控制效果、成本和对环境的影响,SDBS更适合于小球藻大规模培养中萼花臂尾轮虫污染的控制。4、在5 m2开放式跑道池试验中,10 mg/L SDBS处理仍然可以快速杀灭轮虫污染并对微藻生长无显着影响,小球藻生物质干重可达到0.74 g/L以上。与已报道的其他化学药剂相比,SDBS具有应用范围广、处理成本低的优点,单次使用10 mg/L SDBS处理5 m2（1000 L）的跑道池,试剂成本仅为0.09元（0.014美元）。因此,SDBS适合于经济微藻和能源微藻大规模培养中轮虫污染的控制。5、建立藻液中及生物质内SDBS检测方法并优化操作流程。优化后的亚甲蓝分光光度法检测SDBS范围0.04～1 mg/L,相对标准偏差4.6%,空白加标的平均回收率96.4%,萃取时间和萃取试剂大幅减少;优化后的高效液相色谱法检测SDBS范围0.5～100 mg/L,相对标准偏差0.3%,空白加标的平均回收率为101.3%。以上两种方法均满足《环境水质监测质量保证手册》（第二版）中的规定要求,且检测区间可以形成互补。6、在实验室无菌条件下研究了藻种、光照强度、温度、通气（空气）对SDBS降解的影响。结果显示,蛋白核小球藻、脂球藻和雨生红球藻均不能降解藻液中的SDBS;光照强度(0、100、200、300μmol·m-2·s-1)和温度（15℃、25℃、35℃）的变化对培养基中SDBS的降解没有显着作用;通入无菌空气96小时,SDBS降解率达到51.8%。在实验室内非无菌条件下进行微藻通气培养,蛋白核小球藻、脂球藻、雨生红球藻藻液中SDBS迅速降解,培养结束时残余浓度分别为0.37mg/L、0.3 mg/L和0.36 mg/L,均低于国家污水排放标准最低限量（GB18918-2002,0.5 mg/L）,不会对环境产生负面影响。同时,雨生红球藻、小球藻和脂球藻生物质中均未检测到SDBS残留,表明在微藻培养中使用SDBS（≤10 mg/L）控制生物污染不会因SDSB在生物质中富集而产生安全隐患。
周斌[3]（2021）在《采空区煤自燃氡气析出机理及运移规律研究》文中提出煤炭作为我国最主要的一次能源,为我国经济社会的发展提供了强大的能源保障。在煤炭工业快速发展的同时,仍有许多关键性的技术难题亟待得到解决。其中,采空区煤自燃火源的精准探测一直是制约矿井火灾高效治理的一项难题。基于探测原理的不同,国内外学者提出了多种火源位置探测方法。地表同位素测氡法以其操作简便、成本低、不受探测地形限制等优势,有望为隐蔽火源位置的精准探测提供可行的解决途径。数十年来,学者们从不同角度对煤自燃氡气析出特性及氡气运移规律进行了广泛研究,并进行了大量实际探测。尽管地表同位素测氡法在现场判定采空区火源位置方面已取得了一定进展,但煤自燃过程中的氡气析出机理尚未完全清晰,这制约了地表测氡技术的进一步发展。与此同时,采空区上覆岩层地质条件复杂多变,现有理论不能完全对各类地质条件下的地表测氡数据进行合理解释,地表测氡技术的适用性有待进一步研究。为此,论文在理论研究的基础上,首先对常温下不同煤种的氡气析出规律及其影响因素进行了实验研究,随后结合小型煤氧化升温实验、数值模拟实验和大型煤自燃实验对煤自燃过程中的氡气析出机理及不同覆岩分布下的采空区氡气运移规律进行了串联化研究。主要研究成果概括如下:（1）参考多孔介质单颗粒氡射气模型,建立了常温下破碎煤体的氡气析出模型。对常温下破碎煤体的氡气析出原理及其影响因素进行了分析,认为常温下破碎煤体的氡气析出主要受到镭核素含量、矿物含量、水分含量和孔隙结构参数影响。在此基础上,结合煤氧化升温特性,对氧化升温过程中可能影响氡气析出的水分、孔隙、裂隙、矿物、自燃气体等因素进行了深入探讨。（2）以褐煤、长焰煤、弱粘煤、气煤、焦煤、贫瘦煤和无烟煤7种不同变质程度煤样为研究对象,对其常温下的氡气析出强度以及影响氡气析出的主要物性参数（镭核素含量、水分含量、灰分含量和孔隙结构）进行了测定。结果表明,随着煤变质程度增加,氡气析出浓度整体呈快速下降趋势。煤种氡气析出强度与物性参数之间的灰色关联度均大于0.7,由大到小依次为镭核素含量、孔体积、水分含量和矿物含量。（3）在氧化升温过程中,不同煤种的氡气析出率变化曲线呈现出明显的“单峰”或“双峰”特征。褐煤和气煤的氡气析出率“单峰”峰值位于100°C,弱粘煤、焦煤和贫瘦煤（样品1）的氡气析出率“单峰”峰值位于200°C,长焰煤和贫瘦煤（样品2）的氡气析出率呈“双峰”形态变化,其主峰分别位于200°C和250°C,次峰位于100°C。（4）结合氡气析出影响因素实验对不同煤种的氡气析出变化规律进行了深入研究,分析认为水中氡气的溶解与毛细孔中氡气的吸附、封闭是煤体氡气赋存的主要方式。在氧化升温阶段,水分蒸发和煤体热解造成煤体氡气析出率明显增加,水中溶解的氡原子数量与毛细孔中封闭的氡原子数量差异导致了不同煤种的氡气析出率曲线呈现“单峰”或“双峰”变化。对于高变质煤种,其热解温度相对较高,氡气析出率达到峰值的温度点相对较大。（5）在讨论均匀多孔介质氡气运移一般微分方程的基础上,简化得到了覆岩介质空间氡气运移的二维偏微分方程。“两带”覆岩氡气运移数值模拟结果表明,随着运移距离的增加,垮落带区域的氡气浓度呈线性趋势缓慢降低,裂隙带区域的氡气浓度呈对数形式快速减小。“两带”覆岩氡气运移速率越大,地表氡气异常越明显。当氡气穿过含水层覆岩向地表方向运移时,地表氡气异常现象有所减弱。“三带”覆岩氡气运移数值模拟结果表明,弯曲下沉带区域较低的氡气运移效率使得氡气在到达地表之前就已经发生完全衰变,地表无氡气异常现象产生。随着“三带”覆岩氡气运移速率加快,采空区氡气成功穿过覆岩到达了地表并在地表形成氡气浓度异常。由多煤层采空区运移至地表的氡原子数量与单煤层采空区地表的氡原子数量相差较小,二者属于同一氡气浓度水平。（6）以补连塔矿32201工作面为地质原型进行的“两带”覆岩分布下采空区煤自燃氡气运移相似模拟实验结果表明,在氧化升温阶段,水分蒸发和煤体热解导致煤自燃区域测得的氡气浓度有小幅度升高。当煤体发生小范围燃烧时,地表区域的氡气浓度上升至其本底浓度的2.32～5.56倍。随着煤燃烧范围扩大,地表氡气浓度增大至其本底浓度的4.35～10.42倍。当覆岩有含水层分布时,地表测得的氡气浓度减弱至本底浓度的2.53～7.45倍。以斜沟矿区8#回采煤层为地质原型进行的“三带”覆岩分布下采空区煤自燃氡气运移相似模拟实验结果表明,当煤体发生燃烧时,完整性好、空隙率低的弯曲下沉带岩层阻碍了氡气的快速上移,地表无氡气异常现象发生。随着煤燃烧范围扩大,聚集于裂隙带区域的气体在浓度梯度和温度梯度作用下向地表方向运移,地表氡气浓度上升至本底浓度的2.00～6.75倍。当下部13#煤层采空区发生大面积燃烧时,地表测得的氡气浓度是其本底浓度的1.78～4.90倍,单煤层和多煤层采空区自然发火时地表测得的氡气浓度异常范围有所重合。
包立征[4]（2021）在《公路隧道灰岩裂隙水结晶机理及堵塞规律研究》文中认为公路隧道灰岩裂隙水结晶无论是在隧道建设期还是运营期,在排水系统的各位置都有存在,是目前隧道建设过程中面临的重要威胁之一。本课题结合安岚高速公路的建设过程,针对隧道灰岩裂隙水易结晶堵塞隧道排水管的问题,通过样品检测、模型拟合、机理分析等方法研究了灰岩区隧道结晶堵塞原因。探讨了公路隧道灰岩裂隙水结晶的影响因素,阐明了隧道排水系统结晶机理。主要研究结论如下:（1）对何家寨隧道纵向排水管处结晶样进行分析,发现结晶普遍存在,样品含水率高,且结晶与围岩等级无关。对结晶样进行SEM、XRD、XRF等分析,发现晶体形态各异,呈菱形、纺锤形、层片状等,是因为受到盐离子,温度,pH和动力学效应等的影响。此外尽管晶体颜色不一,但结果表明,隧道结晶堵塞物的主要成分为以方解石形式存在的碳酸钙。XPS结果显示,样品中含Si、SiO2、CaCO3、Mg O等,主要成分为CaCO3。根据实际结垢情况,通过饱和指数法、稳定指数法、热力学溶解法对隧道排水系统进行结垢趋势分析,分析结果与隧道现场结晶堵塞程度相吻合。（2）通过分析何家寨隧道水样,发现隧道掌子面不同位置取水,水质差别大,与地质构造、环境气候等有关。隧道纵向排水水质分为两种类型:第一类主要离子为Ca2+、HCO3-、SO42-等,pH较低;第二类溶液则呈强碱性,主要离子为Ca2+、Na+、K+、CO32-等。水中Na+、K+浓度一般与pH呈正相关,与混凝土作用程度强弱有关。（3）试验采用弱碱性和强碱性两种模拟水,分别研究了Ca2+浓度、温度、pH、CO2接触面、盐离子(Na+、Mg2+、K+)浓度等对结晶过程的影响,得出两种条件中:Ca2+浓度、温度、pH的升高均促进了结晶的生成。此外,增大二氧化碳接触面,也有促进结晶的作用,但强碱性条件下,增大二氧化碳接触面对结晶生成作用更显着。添加盐离子均可以减缓晶体的析出,Na+、K+作用效果有限,而Mg2+在弱碱条件中结晶减缓作用程度明显。（4）通过SEM对不同条件生成的晶体进行对比和探究,发现所产生的沉淀中,往往不是生成某种单一的晶体,而是会生成不同形貌的晶体。盐离子的加入会改变CaCO3的微观形貌,晶体稳定性也略有差别。温度、pH等也能改变晶体的形貌、稳定性及粒径大小。（5）通过室内模拟隧道排水系统工艺条件,分别考察弱碱性和强碱性两种水质对结晶规律的影响,发现:波纹管相较于光面管,累计生成沉淀物更多;随着流速的增大,沉淀量逐渐减小;坡度增大,沉淀量呈减小趋势;沉淀量随管径增大而增大;强碱性水质条件下结晶沉淀速率更快,结晶量更大,且垢样黏在管壁内,较难去除。管道材质及流速相比其他工况条件,对沉淀生成量影响显着。另外通过对累计结晶生成量-时间曲线拟合,得到理想环境条件下系统运行约169天后,实验管道将完全堵塞;管道堵塞程度由20%增大到50%时,运行所需时间仅为34天,以此可以确定结晶最佳处理时间,防止管道堵塞加剧。（6）结合实地调研及前期实验结果,得出公路隧道灰岩裂隙水结晶形成过程主要包括地下水与碳酸盐岩作用而引起的溶解过程、喷射混凝土在裂隙水的长期冲刷下发生的水泥水化过程、排水管排水的结晶堵塞过程。结晶产生的原因主要为高pH水质易吸收二氧化碳,与排水溶液中钙离子反应。另外从地质、施工因素、气候等方面深入分析了导致灰岩隧道排水管堵塞的原因。最后从除垢和防垢两个方面提出对策建议:除垢对策主要包括隧道纵向排水管堵塞的在线监测、定向清洗及防堵塞方法,以及开发新型的环境友好型缓释剂;防垢对策主要包括排水系统工艺优化及规范施工条件。
闫兴[5]（2021）在《低渗透性煤体CO2气体吸附扩散规律研究》文中指出瓦斯事故是影响煤炭安全开采的主要灾害之一。低渗透性煤层瓦斯抽采难度大、效率低,一般采用CO2驱替煤层瓦斯技术进行治理。然而,在CO2驱替煤层瓦斯过程中,CO2的扩散规律将会显着影响瓦斯驱替量以及抽采效率。鉴于此,本文利用理论分析、物理实验、分子模拟等手段。开展了煤的压汞实验、煤吸附CO2实验,主要研究了压力和温度对CO2在煤体内扩散规律的影响;结合分子模拟,对物理模拟实验得到的扩散规律进行验证。取得的主要研究成果如下:（1）对实验煤样进行压汞实验测试,按照霍多特提出的孔隙分类方法,分析得到了实验煤样孔容主要以过渡孔和微孔为主,占比39.43%和57.58%,其次是大孔和中孔。（2）不同温度下,CO2气体的吸附曲线与Langmuir单分子层吸附模型一致。相同温度条件下,随着压力的增大,煤体对CO2气体的吸附量增大;吸附常数a值与b值均随温度升高而减小。（3）柱状原煤CO2气体扩散的物理模拟实验过程中。压力恒定条件下,随着环境温度的上升,CO2累计扩散量随着扩散时间的延长逐渐增加;CO2扩散速度随时间的增加逐渐降低;CO2扩散系数随着温度的升高而逐渐增大。温度恒定条件下,随着压力的增大,CO2累计扩散量随着扩散时间的延长逐渐增加;CO2扩散速度随时间的增加逐渐降低;CO2扩散系数随着压力的增大而逐渐增加。（4）基于分子模拟的CO2在煤分子中的吸附和扩散过程中。当模拟温度为15℃、25℃、30℃、35℃时,采用巨正则蒙特卡洛方法,计算得到煤分子分别可以吸附14个、13个、12个、11个CO2分子;随着温度的增大,CO2在煤分子中的吸附量逐渐降低。CO2在煤分子中的自扩散系数、校正扩散系数和传递扩散系数,均随着温度、压力的升高而增大。
邓晓瑞[6]（2020）在《有限空间空气稳定性对人体呼吸微环境的影响研究》文中进行了进一步梳理有限空间,尤其是人们居住的室内空间中,空气环境与人体健康息息相关。患病人体通过呼吸活动释放的代谢产物中常含有某些致病物质,健康人体通过呼吸活动吸入这些致病物质而受感染。所以人体的呼吸活动和呼吸微环境中的空气质量直接关系到室内人员的身体健康情况。本课题以人体呼吸微环境为研究对象,主要工作包括:（1）对比分析大气稳定性、有限空间空气稳定性和瑞利-伯纳德不稳定性,并讨论各项判据,即理查森数（iR数）、cG数以及瑞利数（aR数）的物理意义。在大气环境中,iR数表示温差与紊流附加切应力项的比值,但iR数的定义中温差项使用的位温概念不合适或者不方便用于有限空间内,于是cG数被提出,且cG数分母项为Navier-Stokes方程中竖向惯性力项,不同于理查森数的分母项。在有限空间内,另一个与浮力驱动对流相关的无量纲数是aR数。瑞利-伯纳德不稳定性与有限空间空气稳定性都是研究在有限空间内由于上下表面温度差导致空间内部流体流动的物理现象。瑞利-伯纳德不稳定针对的是有限空间内对流发生临界点,而有限空间空气稳定性针对的是有限空间内温度梯度对质点竖向惯性力的影响。（2）通过对有限空间内多重浮力作用的理论分析,在有限空间空气稳定性基础上提出新的温差射流轨迹公式,从而得到多重浮力影响下的温差射流轨迹方程。通过计算发现影响射流轨迹的因素主要有:射流温度0T、周围环境温度eT、初始速度u0、有限空间内温度梯度d T dy、rA数、cG数以及流体域几何大小。当rA>0时射流向上弯曲,相反rA<0时气流向下弯曲。当cG>0时射流沿主流方向传播,cG<0时射流易在主流共轭方向扩散。通过量纲分析或因次分析给出了射流在x轴方向运动距离的计算公式,通过数值结果给出了无量纲系数C1,C2计算步骤。我们发现,稳定型和不稳定型中系数C1一致,充分说明了温度背景效应对射流运动的共轭作用。（3）通过全尺寸真人实验及数值模拟方法深入研究有限空间空气稳定性在常重力与微重力情况下对人体呼吸微环境中污染物传播的作用机理及对其空气质量的影响。通过把有限空间空气稳定性与不同通风方式结合,研究人体呼吸微环境中污染物的对流扩散规律,建立有限空间空气稳定性与通风方式对人体呼吸微环境影响的评价方法。试验结果表明,不稳定型可有效去除呼吸微环境中的污染物。在单人呼吸阶段和双人呼吸实验衰减阶段,不稳定型中CO2浓度约比稳定型中小100-150 ppm。结合真人实测数据,采用计算流体动力学方法建立单人呼吸及双人交互呼吸过程的数值模拟模型,使用雷诺平均方法对对人员呼吸微环境及其周围流场进行模拟计算,并利用实验测量数据验证计算流体力学模拟方法和结果。经比较,实验与模拟之间的最大误差稳定型中为7.61%,中性型中为4.79%。不稳定型中为4.27%。通过对室内温度分布、流场速度分布以及污染物浓度分布的研究,建立不同稳定性条件下呼气污染物的传播及分布规律（4）分析在通风房间（全面通风）中不同有限空间空气稳定性条件下,单人呼吸微环境与双人交互呼吸微环境中的污染物暴露情况,进而评估室内人员污染物暴露风险,并找到人体暴露水平与通风方式及有限空气稳定性的关系。在呼吸气流的初始释放阶段,个人暴露水平主要取决于呼吸活动,随着污染物离污染源距离越远,有限空间空气稳定性与通风对呼吸微环境中的人员暴露情况的影响越来越重要。在稳定型中,呼吸微环境严重污染,人体局部暴露水平较高,而不稳定型可以大大降低室内人员对呼吸微环境中污染物的局部暴露情况。暴露强度取决于室内人员暴露于被污染环境中的时间与人员数量。本研究中稳定型的暴露强度是不稳定型的暴露强度的两倍。不稳定型中暴露强度远低于稳定型中的暴露强度。本研究中获得的有空间空气稳定性对人体呼吸微环境中污染物传播的作用机理,可成为判断污染物传播、控制室内空气品质的重要参考标准,在控制污染物的传播,降低疾病传播的风险,保证人体健康方面具有理论及实际意义。研究所提出的新温差射流模型将为温差射流或浓差射流的运动轨迹提供新的预测方法。本研究提出的有限空间空气稳定性概念将为各类型通风系统优化设计和效果评估提供技术手段。可以据此选择最有效的通风空调方式,设计更合理的室内环境控制系统,为绿色建筑节能设计提供理论依据。
黄芬[7]（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。
李想[8]（2020）在《海水关键溶解气体高灵敏激光原位分析方法研究》文中研究说明海水中关键溶解气体浓度分析对于研究海洋有机物的生物地球化学循环、海底天然渗漏点或海洋酸化等环境变化机制具有重要意义,然而间歇式船舶或人工采样的分析方式不能很好的还原海洋环境动态变化的全貌,且成本高误差大,继而迫切需求能进行原位、快速、持续的溶解气体探测技术。可调谐半导体激光吸收光谱技术（Tunable Diode Laser Absorption Spectroscopy,TDLAS）是近50年发展起来的一种非侵入式激光测量技术,它具有光谱选择性好、环境适应性强、绝对定量测量的优点,可实现实时、在线、快速的气相组分浓度的精确测量,结合可实现气液高效连续分离的疏水透气膜,应用于原位海水溶解CH4、CO2气体组分高灵敏度探测,需要完成定量测量系统的小型化集成、大动态浓度范围快速且长期稳定测量两方面的内容。本文研究基于膜分离技术的水气分离富集方法,以及基于TDLAS直接吸收技术测量气体分压浓度原理,研制了适应水下工作环境的小型化溶解气体检测系统。本文针对海水溶解气体原位检测设备缺少精确浓度反演的问题,研究疏水透气膜高效分离、快速响应时间的连续测量、多谱线宽范围光谱探测等方法,首先系统研究了气液分离方法及传质过程,提出利用疏水透气膜搭建样品水脱气装置的水气分离富集方法,解决传统的雾化方式气液分离效率低、响应时间长等问题;针对分离后的溶解气体中水汽浓度高、气体组分复杂等特点,以2927.95 cm-1和4989.97 cm-1附近作为目标吸收线,开展CH4和CO2共存气体组分的光谱干扰特性研究;采用二色面镜实现近红外和中红外波长高效耦合,开展商用Herriot吸收池内溶解气体浓度同时探测和定量反演方法研究。针对原位测量海水中溶解气体浓度的需求,基于直接吸收光谱技术,选用中心波长为6047.0 cm-1和4989.97 cm-1的两只DFB激光器分别作为测量CH4、CO2的光源,建立一套小型化溶解CH4、CO2浓度在线测量样机;根据海水应用环境温度变化范围大的特性,研究对温度波动免疫、低功耗、高可靠性的激光测量系统,自主设计了基于FPGA和DDS结合的激光器电流调谐控制电路,为进一步减小激光器中心波长偏移给光谱处理带来的影响,采用MCU+FPGA主从处理器协同工作结构设计锁频控制电路,通过实时闭环反馈调整激光器调谐范围输出,实现在0～55℃温度变化范围内激光中心频率稳定性提高约8倍;针对原位海水测量环境扰动和水汽聚集引起的光谱吸收背景实时变化,给光谱精确反演带来影响,提出MCU处理器上实现高效率、高精度的浓度在线反演算法,在嵌入式实时系统中采集处理光谱信号,拟合基线得到吸光度,并实现基于LM算法的Voigt全线型拟合;针对常压下6047.0 cm-1附近CH4三条谱线的吸收光谱高度重合,采用全线型Voigt多峰叠加的方式拟合,测量的吸收光谱与拟合线型之间残差在±0.0003以内,CO2吸光度拟合的最大偏差为1.10e-4,验证了下位机实现在线Voigt拟合方法的精度;研究仪器集成化中系统噪声的来源并给出具体光学或电子学手段以提高系统灵敏度。针对TDLAS溶解气体测量结果的验证,对该样机进行测量精准度标定、检测限分析、以及连续测量对比。两种气体吸收信号标定的积分面积和标准浓度之间的线性度均高于0.999,当平均测量时间为88s时,CO2的测量精度为4.18 ppm,当平均测量时间达80s,CH4最低检测限为1.49 ppm,相对于标准状况下CO2和CH4在水中溶解度的检测限分别为0.14 μmol/L和2.11 nmol/L;连接溶解气体提取系统测量了不同流速下系统分离平衡响应情况,在水流速为3 L/min时,溶解CH4气体平衡响应时间小于3 min,并将该方法与常用Picarro监测仪联用,对自来水中溶解气体进行测量对比,结果表明两者具有很好的一致性,验证了所搭建溶解气体分离测量系统的工作性能。研制的小型化溶解气体原位检测系统在三亚市进行了外场实验,利用中空纤维膜接触器的脱气操作,定量检测了表层海水中溶解CO2的浓度,测量结果表明,原位分析仪具有连续测量溶解气体的能力,具有更好地帮助了解海洋环境中的物理和地球化学过程方面的潜力。
刘园园[9]（2020）在《滇西北地区深水湖泊藻类与碳循环响应流域开发与气候变化的时空特征》文中研究说明随着全球人口的增加、社会经济的发展,流域开发强度和类型的持续增加,越来越多的湖泊系统出现了环境质量恶化、生态功能的退化。在区域气候变暖的背景下,云南地区部分湖泊经历了流域植被退化、水文调控增强、污染物输入增加、极端气候事件频发等环境胁迫,近几十年来出现了水体水质下降、藻类爆发、生物多样性降低等诸多问题,导致了湖库的生态安全水平降低、水资源总量减少,制约了云南社会经济的可持续发展。围绕该地区类型众多的湖泊,已有现代调查集中于水体的资源与环境评价,而揭示湖泊长期变化的沉积物研究缺乏与现代过程的有机结合,缺少考虑流域地表过程与水体环境特征、湖泊理化性质与生物群落响应等耦合过程,急需开展多时空尺度相结合的模式识别与综合评价。与浅水型湖泊相比,深水型湖泊（如最大水深>10 m）具有水资源储量大、换水周期长、热力分层稳定、湖滨带不发育等特点,呈现出较强的环境敏感性和生态脆弱性。因此,本研究应用湖沼学和古湖沼学分析相结合的研究方法,围绕湖泊-流域-大气的地表系统及其关键过程,结合季节调查、沉积物分析和湖泊对比研究,探讨了深水湖泊生态环境的变化规律、驱动过程及其区域模式,可为云南地区深水型湖泊的生态评估与流域管理提供重要的基础数据和科学依据。本研究选取滇西北地区的五个深水型湖泊为研究对象,重点围绕流域开发历史不同的泸沽湖和程海开展湖泊与流域的现代调查,首先识别典型流域植被类型下土壤碳酸盐岩风化速率与湖泊水体环境的季节变化特征,揭示湖泊生物（硅藻）的时空分布特征及其与水体理化性质的关系。进一步对上述两个湖泊开展沉积物钻孔分析,在建立高分辨率年代序列基础上,利用不同代用指标（粒度、磁化率、碳酸盐、水体总有机碳（TOC）、碳氮元素及稳定同位素等）重建了流域开发与湖泊环境的变化历史,通过藻类指标（色素、硅藻群落）揭示了生物群落响应的变化模式,结合多变量统计分析等方法揭示碳循环与藻类变化的重要驱动因子。通过同一气候区内五个深水湖泊的对比研究,甄别了不同流域开发类型下湖泊环境变化的时空模式及其对关键生态过程的驱动强度。通过季节调查、沉积物记录分析以及湖泊对比,本研究重建了云南深水湖泊碳循环及藻类响应不同流域开发历史的区域模式,为深水湖泊的生态评价与流域管理提供了重要的科学依据。本研究的主要结论包括:（1）现代调查表明,流域碳酸盐岩的风化速率与流域植被类型显着有关,湖泊水体无机碳浓度呈现季节变化模式。不同植被类型下泸沽湖流域碳酸盐岩风化速率的差异显着,乔木林中碳酸盐岩的溶蚀速率(270.2 mg·m-2·d-1)是灌丛的1.6倍左右(173.7 mg·m-2·d-1)。程海流域不同类型灌木林内的碳酸盐岩溶蚀速率接近,而桉树林内岩石风化速率(16.9 mg·m-2·d-1)显着低于其他土地利用类型的土壤(90.6 mg·m-2·d-1)。对比泸沽湖的相关结果,程海流域的平均溶蚀速率(77.32±41.67 mg·m-2·d-1)远低于泸沽湖(222.56±64.93 mg·m-2·d-1)。程海流域内的植被以低矮灌木为主（26%）,而泸沽湖流域林地覆盖度约为47%,不同流域间的对比结果同样表明,植被的正向演替（即由灌木向森林演替）过程对岩溶具有显着的促进作用。泸沽湖水体CO32-主要受到流域季节性输入影响,而作为水生生物重要碳源的HCO3-浓度在水体垂直剖面上的变化与生物作用密切相关。在程海中,生物的同化作用同样显着影响了湖泊无机碳的溶解-沉降过程。（2）泸沽湖和程海水体的有机碳循环与藻类分布均呈现明显的干湿季节性差异。其中,泸沽湖流域森林覆盖度（47%）显着高于程海（20%）,两个湖泊水体溶解性有机碳（DOC）浓度呈现相反的变化模式。程海水体叶绿素与DOC呈显着的相关关系（P<0.001,r=0.57）,表明湖泊初级生产力是水体有机碳变化的主要驱动力。2019年泸沽湖水体营养盐（TN、TP）浓度在5月份时最高（750.5±161.4μg/L和52.4±43.1μg/L）,雨季时期营养盐浓度显着降低（457.6±122.0μg/L和17.9±11.3μg/L）;而程海水体营养盐（TN、TP）在雨季（1175.2±230.1μg/L、92.3±65.7μg/L）显着高于旱季（1300.1±440.8μg/L、72.5±45.5μg/L）,可能反映了流域地表径流与面源输入（如磷）的影响。泸沽湖水体中嗜氮硅藻全年占优反映了磷限制的湖泊状态,而程海较高的水体pH值促进了喜碱种Cyclotella meneghiniana的优势地位,同时水体高营养含量导致耐污种Nitzschia spp.具有较高的优势度。水温升高促进了两个湖泊小个体硅藻的增加,反映了水体热力分层对硅藻群落构建的影响。水温、硅酸盐、营养盐浓度是泸沽湖水体硅藻群落演替的主要因子,分别解释了群落变化的7.8%、5.7%和10.3%;而水温、电导率和营养盐分别解释了程海水体硅藻群落变化的30.7%,13.7%,6.1%。（3）沉积物记录显示,流域开发的增强显着改变了深水湖泊碳循环与藻类变化的长期模式,并与流域开发历史相关。1950年代开始,泸沽湖流域森林的大规模砍伐导致了土壤侵蚀强度（如磁化率）的快速增加,陆源输入有机碳（水体TOC）和无机碳（沉积物碳酸盐）的同步降低且持续减少（水体TOC由6.6±0.2mg/L降低至3.9 mg/L,沉积物碳酸盐含量由12.1±1.2%降低至7.2±3.2%）。相反地,程海流域在近250年内土壤侵蚀强度相对稳定、沉积物碳酸盐水平无显着变化,但沉积物营养盐含量、叶绿素水平（沉积物色素）和水体TOC水平自1980年代开始快速上升,反映了水体富营养化促进了藻类生物量的增加和内源有机碳的累积。随着泸沽水体TOC浓度的持续降低,水体透明度逐渐增加并有利于藻类的生长。因此,流域植被退化显着降低了泸沽湖沉积物有机与无机碳含量,而程海内源有机质的快速积累过程表明其有机碳循环主要受水体富营养化的驱动。同时区域气候的变暖导致了湖泊热力分层强度的增加和水动力的减弱,出现了小个体硅藻逐渐占优的相同趋势。（4）五个深水湖泊的对比分析表明,湖泊富营养化过程及区域气候变暖显着促进藻类生物量的升高,增加湖泊有机碳汇,而湖泊水文的人为调控（如筑坝建闸等）延长了水体滞留时间、降低水动力条件,促进了碳酸盐的沉降和累积。由于不同流域的干扰类型和开发强度的差异,滇西北深水湖泊中气候变暖、水文改造和富营养化过程产生的湖沼学效应存在空间异质性。其中,营养水平是区域尺度上硅藻群落演替的主要驱动因子,解释了硅藻群落结构演替的44.8%。监测数据分析的季节尺度和年际尺度上,湖泊初级生产力主要受营养水平的升高所驱动;而基于沉积物记录的百年尺度上,长期的气候变暖是促进湖泊初级生产力提升的关键环境因子。综上所述,流域植被退化、水体富营养化、人为水文调控增强共同驱动了百年尺度上滇西北深水湖泊藻类与碳循环的变化。流域植被退化显着降低了有机与无机碳的输出,而水文调控增强和富营养化则分别对湖泊无机碳和有机碳的埋藏能力起到促进作用。区域气候的变暖通过增强深水湖泊热力分层过程促使其硅藻群落呈现小型化的特征,并可能通过食物链作用对生态系统结构与功能产生重要的生态效应。因此,对滇西北深水湖泊的环境保护与生态修复需要加强流域植被的恢复与污染物的防控,同时需要考虑水文管理模式的优化（如增强水动力条件）和减缓区域变暖生态效应。
李连福[10]（2020）在《深海热液喷口流体中溶解气体的激光拉曼光谱原位定量分析》文中研究指明深海热液系统每年向海水释放大量的气体组分,不仅为热液生态系统提供了能量来源,同时也会显着改变周围海水的化学组成和特征。由于热液流体严苛的温度、压力条件,使得难以直接获取高温喷口流体中气体组分的含量。而通过保压流体取样技术先采样后实验室分析的测量方式,不仅探测效率低下,也无法避免采样和样品处理过程中气体组分的损失,造成极大的测量误差。激光拉曼光谱测量技术因其非侵入、非破坏、无需样品前处理、快速检测等一系列优势非常适宜于深海热液高温喷口流体中气体组分的测量。本文通过深海原位探测结合实验室内高温高压模拟的手段建立了一套适用于热液流体中主要气体组分（H2、CO2、CH4）的拉曼光谱定量分析方法。基于此方法对冲绳海槽热液区的多个高温喷口的热液流体中气体组分进行了定量分析。综合上述研究得到以下几点结论:（1）水的OH伸缩振动谱带对温度、盐度的变化较为敏感,可用于热液流体的温度的反演。通过对比OH伸缩振动谱带反演的流体温度与温度传感器所测喷口处流体温度的差异,可以反映拉曼光谱测量时海水的混染情况。这可以为原位拉曼探测时热液探针的深海作业提供参考和指导。（2）通过高温、高压模拟实验建立的SO42-、CO2、CH4、H2等组分的拉曼定量模型均表现为线性,且线性回归性均较好,适宜于深海热液高温喷口流体的原位拉曼光谱定量分析。经定量模型确定的SO42-的浓度可用于热液喷口流体中CO2、CH4、H2等气体组分的端元值浓度计算。（3）原位拉曼光谱的测量结果显示冲绳海槽热液区喷口流体普遍遭受了不同程度的相分离作用。由于相分离作用的控制,在较小区域内的不同喷口在气体组分的含量上有巨大差异。（4）同一热液喷口,原位拉曼光谱对CO2、CH4的测量结果大约是传统保压方式测量的结果的1.5至4倍。这指示了由于测量技术的限制,热液系统释放气体的通量很可能被大大低估。高效率的原位拉曼光谱探测在热液系统释放气体组分通量的研究中具有突出优势。（5）在冲绳海槽的南部Yokosuka site热液区利用深海激光拉曼光谱测量技术不仅确定了热液流体中各气体组分的浓度,还识别出倒置湖内喷发物的相态。根据现有的数据可以推测低密度气态热液喷发系统在全球各种地质背景下广泛分布,其在流体化学和成矿过程上与正常热液系统有很大区别,在未来的研究中应给予更多关注。
二、封闭型实验室内CO_2浓度的测定（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、封闭型实验室内CO_2浓度的测定（论文提纲范文）
（1）半干旱区富营养化浅水湖泊水-气界面温室气体昼夜变化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湖泊水-气界面温室气体通量测定方法 |
| 1.2.2 湖泊水-气界面温室气体通量变化研究进展 |
| 1.2.3 湖泊水-气界面温室气体通量的影响因素研究进展 |
| 1.3 研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 乌梁素海概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 水文气象概况 |
| 2.1.3 水生植被概况 |
| 2.2 实验设计与研究方法 |
| 2.2.1 采样点时间和采样点设置 |
| 2.2.2 温室气体通量和分压数据的采集、测定与计算 |
| 2.2.3 气象数据和水质数据采集、测定与计算 |
| 第三章 乌梁素海水-气界面CO_2分压和通量的时空变化特征 |
| 3.1 乌梁素海CO_2 分压时空变化 |
| 3.1.1 CO_2 分压昼夜变化 |
| 3.1.2 CO_2 分压月变化 |
| 3.2 乌梁素海水-气界面CO_2通量的时空变化 |
| 3.2.1 CO_2 通量日变化 |
| 3.2.2 CO_2 通量月变化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 乌梁素海水-气界面CH_4分压和通量的时空变化特征 |
| 4.1 乌梁素海CH_4 分压时空变化 |
| 4.1.1 CH_4 分压昼夜变化 |
| 4.1.2 CH_4 分压月变化 |
| 4.2 乌梁素海水-气界面CH_4通量时空变化 |
| 4.2.1 CH_4 通量昼夜变化 |
| 4.2.2 CH_4 通量月变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 乌梁素海环境因子的时空变化及对温室气体变化影响 |
| 5.1 环境因子的变化特征 |
| 5.1.1 环境因子昼夜变化特征 |
| 5.1.2 环境因子月变化特征 |
| 5.2 乌梁素海水-气界面温室气体通量的影响因素分析 |
| 5.2.1 乌梁素海水-气界面CO_2通量的影响因素分析 |
| 5.2.2 乌梁素海水-气界面CH_4通量的影响因素分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 基金项目资助 |
| 硕士期间研究成果 |
（2）表面活性剂控制微藻培养中生物污染研究及其安全性评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 微藻简介及其在各领域的应用 |
| 1.1.1 微藻简介 |
| 1.1.2 微藻在各领域的应用 |
| 1.2 微藻规模化培养 |
| 1.3 微藻规模培养中生物污染类型 |
| 1.3.1 浮游动物 |
| 1.3.2 真菌 |
| 1.3.3 细菌 |
| 1.3.4 病毒 |
| 1.3.5 杂藻 |
| 1.4 微藻规模培养中生物污染防治 |
| 1.4.1 物理控制 |
| 1.4.2 改变环境条件 |
| 1.4.3 化学控制 |
| 1.5 表面活性剂简介 |
| 1.5.1 十二烷基苯磺酸钠(SDBS) |
| 1.5.2 十二烷基苯磺酸钠对水生生物的毒性 |
| 1.5.3 十二烷基苯磺酸钠在生物体内的积聚 |
| 1.5.4 十二烷基苯磺酸钠的生物降解 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 第2章 实验室内表面活性剂控制雨生红球藻中真菌感染研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 藻种及其培养 |
| 2.2.2 寄生真菌的分离、鉴定与培养 |
| 2.2.3 表面活性剂控制真菌感染研究 |
| 2.2.4 表面活性剂对雨生红球藻生长的影响 |
| 2.2.5 表面活性剂控制真菌机理研究 |
| 2.2.6 测定及分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 寄生真菌的分离与鉴定 |
| 2.3.2 表面活性剂控制真菌效果 |
| 2.3.3 表面活性剂对雨生红球藻生长的影响 |
| 2.3.4 表面活性剂控制真菌感染的可能机制 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 表面活性剂控制室外跑道池中类节壶菌感染研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 微藻种子培养 |
| 3.2.2 5 m~2开放式跑道池中表面活性剂控制真菌感染 |
| 3.2.3 20 m~2开放式跑道池中表面活性剂控制类节壶菌感染 |
| 3.2.4 测定及分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 跑道池培养光温条件 |
| 3.3.2 5 m~2开放式跑道池中SDBS控制类节壶菌感染 |
| 3.3.3 5 m~2开放式跑道池中SDBS控制类节壶菌感染 |
| 3.3.4 SDBS应用于雨生红球藻规模培养的经济性分析 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 实验室内表面活性剂控制小球藻培养中轮虫污染研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 藻种培养 |
| 4.2.2 轮虫分离与培养 |
| 4.2.3 轮虫捕食对小球藻生物量的影响 |
| 4.2.4 表面活性剂对轮虫污染控制研究 |
| 4.2.5 表面活性剂对小球藻生长的影响 |
| 4.2.6 测定及分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同初始密度轮虫对小球藻生物量的影响 |
| 4.3.2 表面活性剂处理萼花臂尾轮虫效果 |
| 4.3.3 表面活性剂对小球藻生长影响 |
| 4.3.4 表面活性剂控制小球藻培养中轮虫污染的机制探讨 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 表面活性剂控制室外跑道池小球藻培养中轮虫污染研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 藻种培养 |
| 5.2.2 轮虫培养 |
| 5.2.3 5 m~2开放式跑道池中表面活性剂控制轮虫污染 |
| 5.2.4 测定及分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 跑道池培养光温条件 |
| 5.3.2 SDBS控制5 m~2小球藻跑道池中轮虫污染 |
| 5.3.3 SDBS控制轮虫污染方法应用于小球藻规模培养的经济性分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 表面活性剂应用于微藻生产的初步安全评估 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 微藻培养及纯化 |
| 6.2.2 十二烷基苯磺酸钠(SDBS)检测方法 |
| 6.2.3 生物、理化因子对SDBS降解的影响 |
| 6.2.4 通气培养条件下微藻藻液中SDBS浓度变化 |
| 6.2.5 微藻生物质中SDBS残留研究 |
| 6.2.6 数据分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 SDBS检测方法 |
| 6.3.2 微藻培养中不同因子对SDBS降解影响 |
| 6.3.3 微藻培养液中SDBS浓度变化 |
| 6.3.4 微藻生物质中SDBS残留 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论及研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）采空区煤自燃氡气析出机理及运移规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题的背景及意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 选题意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 氡气基本性质 |
| 1.2.2 多孔介质氡气析出研究现状 |
| 1.2.3 氡气长距离运移研究现状 |
| 1.2.4 测氡法探测煤自燃火源位置研究现状 |
| 1.3 现有研究存在的问题及不足 |
| 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 |
| 第2章 采空区煤自燃氡气析出及长距离运移理论分析 |
| 2.1 常温下破碎煤体氡气析出 |
| 2.1.1 常温下破碎煤体氡气析出模型 |
| 2.1.2 常温下破碎煤体氡气析出影响因素 |
| 2.2 氧化升温过程中破碎煤体氡气析出 |
| 2.3 采空区煤自燃氡气长距离运移 |
| 2.3.1 采空区煤自燃氡气长距离运移机理分析 |
| 2.3.2 覆岩分布特征对氡气长距离运移的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 常温下不同煤种氡气析出规律及物性参数影响研究 |
| 3.1 常温下不同煤种氡气浓度测定 |
| 3.1.1 实验部分 |
| 3.1.2 实验结果及分析 |
| 3.2 煤种物性参数对氡气析出的影响 |
| 3.2.1 实验部分 |
| 3.2.2 铀镭核素含量测定结果 |
| 3.2.3 水分含量及灰分含量测定结果 |
| 3.2.4 孔隙结构参数测定结果 |
| 3.2.5 煤种物性参数与氡气析出相关性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 氧化升温过程中不同煤种氡气析出特性实验研究 |
| 4.1 氧化升温过程中不同煤种氡气析出率变化 |
| 4.1.1 实验部分 |
| 4.1.2 小波分析数据处理 |
| 4.1.3 氡气析出率计算模型 |
| 4.1.4 实验结果及分析 |
| 4.2 氧化升温过程中氡气析出影响因素实验 |
| 4.2.1 实验部分 |
| 4.2.2 等温干燥实验结果及分析 |
| 4.2.3 低温氮吸附实验结果及分析 |
| 4.2.4 微观裂隙及矿物电镜扫描实验结果及分析 |
| 4.2.5 室温下处理煤样氡气浓度测定实验结果及分析 |
| 4.2.6 气相色谱分析实验结果及分析 |
| 4.3 煤自燃氡气析出机理探讨 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 不同覆岩分布下采空区氡气运移数值模拟研究 |
| 5.1 均匀多孔介质氡气运移方程 |
| 5.2 “两带”覆岩分布下氡气运移的数值模拟 |
| 5.2.1 “两带”覆岩氡气运移二维数学模型 |
| 5.2.2 基于有限差分的数学模型求解 |
| 5.2.3 模拟结果及分析 |
| 5.2.4 含水层对氡气运移的影响 |
| 5.3 “三带”覆岩分布下氡气运移的数值模拟 |
| 5.3.1 “三带”覆岩氡气运移二维数学模型 |
| 5.3.2 模拟结果及分析 |
| 5.3.3 多煤层采空区对氡气运移的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 不同覆岩分布下采空区煤自燃氡气运移实验研究 |
| 6.1 煤层回采相似模拟及采空区煤自燃模拟系统研发 |
| 6.1.1 煤层回采相似模拟实验装置 |
| 6.1.2 采空区煤自燃模拟实验装置 |
| 6.1.3 气体取样测量 |
| 6.1.4 装置气密性保障 |
| 6.2 “两带”覆岩分布下采空区煤自燃氡气运移规律研究 |
| 6.2.1 煤层回采相似模拟实验 |
| 6.2.2 采空区煤自燃模拟实验 |
| 6.2.3 监测点布置及测量方案 |
| 6.2.4 实验结果及分析 |
| 6.2.5 含水层对煤自燃氡气运移的影响 |
| 6.3 “三带”覆岩分布下采空区煤自燃氡气运移规律研究 |
| 6.3.1 煤层回采相似模拟实验 |
| 6.3.2 采空区煤自燃模拟实验 |
| 6.3.3 监测点布置及测量方案 |
| 6.3.4 实验结果及分析 |
| 6.3.5 多煤层采空区对煤自燃氡气运移的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究工作展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（4）公路隧道灰岩裂隙水结晶机理及堵塞规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 隧道灰岩裂隙水结晶研究现状 |
| 1.4.1 隧道堵塞病害研究 |
| 1.4.2 隧道排水管堵塞问题研究 |
| 1.4.3 结晶理论及结晶形成过程 |
| 1.4.4 隧道灰裂隙水结晶影响因素研究 |
| 1.4.5 结晶堵塞防治方法 |
| 1.5 技术路线 |
| 1.6 课题来源 |
| 2 公路隧道灰岩裂隙水质特征及垢样成分分析 |
| 2.1 工程背景及概况 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 垢样、水样分析 |
| 2.2.2 结垢趋势预测 |
| 2.3 结晶现象与现场环境 |
| 2.3.1 结晶现象 |
| 2.3.2 现场环境 |
| 2.4 垢样采集及分析 |
| 2.4.1 XRD结果分析 |
| 2.4.2 SEM结果分析 |
| 2.4.3 XRF结果分析 |
| 2.4.4 XPS结果分析 |
| 2.5 水质分析 |
| 2.5.1 水样采集和保存 |
| 2.5.2 水质实验结果 |
| 2.6 隧道排水管结晶趋势预测模型 |
| 2.6.1 碳酸钙结垢趋势预测模型的适用性评价 |
| 2.6.2 硫酸钙结垢趋势预测模型的适用性评价 |
| 2.7 小结 |
| 3 公路隧道灰岩裂隙水结晶影响因素分析 |
| 3.1 主要试剂和设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 主要试剂配制 |
| 3.2.2 碳酸钙结晶的影响研究 |
| 3.3 弱碱性条件下碳酸钙结晶影响因素分析 |
| 3.3.1 成垢离子浓度的影响 |
| 3.3.2 温度的影响 |
| 3.3.3 pH值的影响 |
| 3.3.4 CO_2的影响 |
| 3.3.5 盐离子的影响 |
| 3.4 强碱性条件下碳酸钙结晶影响因素分析 |
| 3.4.1 钙离子浓度的影响 |
| 3.4.2 温度的影响 |
| 3.4.3 pH的影响 |
| 3.4.4 CO_2的影响 |
| 3.4.5 盐离子的影响 |
| 3.5 结晶形貌学分析 |
| 3.5.1 温度的影响 |
| 3.5.2 pH的影响 |
| 3.5.3 盐离子的影响 |
| 3.6 小结 |
| 4 公路隧道排水系统结晶影响因素分析 |
| 4.1 实验设备及试剂 |
| 4.2 实验装置及设计运行工况 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 运行工况 |
| 4.3 实验方法设计 |
| 4.4 实验步骤 |
| 4.5 实验结果分析 |
| 4.5.1 坡度的影响 |
| 4.5.2 管径的影响 |
| 4.5.3 管道材质的影响 |
| 4.5.4 流速的影响 |
| 4.6 综合分析 |
| 4.6.1 影响因素分析 |
| 4.6.2 结晶情况分析 |
| 4.6.3 堵塞时间预测 |
| 4.7 小结 |
| 5 公路隧道灰岩裂隙水结晶规律及防治对策 |
| 5.1 结晶过程 |
| 5.1.1 石灰石的溶解 |
| 5.1.2 喷射混凝土的作用 |
| 5.1.3 排水管结晶 |
| 5.2 结晶产生原因分析 |
| 5.3 堵塞原因分析 |
| 5.3.1 地质条件因素 |
| 5.3.2 施工因素 |
| 5.3.3 环境气候因素 |
| 5.4 结晶堵塞防治建议 |
| 5.4.1 除垢对策 |
| 5.4.2 防垢对策 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）低渗透性煤体CO2气体吸附扩散规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 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 颗粒煤与块煤的吸附/解吸特性研究现状 |
| 1.2.2 煤中气体扩散实验研究现状 |
| 1.2.3 煤中气体扩散模型研究现状 |
| 1.2.4 存在的问题 |
| 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 |
| 2 煤的孔隙结构及吸附CO_2气体特性实验研究 |
| 2.1 煤样基础特性及样品制备 |
| 2.1.1 样品采集及基础特性 |
| 2.1.2 实验煤样制备 |
| 2.2 煤的孔隙结构特征 |
| 2.2.1 煤的孔裂隙分类 |
| 2.2.2 压汞法孔隙结构测定 |
| 2.3 煤样对CO_2的等温吸附规律 |
| 2.3.1 实验装置 |
| 2.3.2 实验方法及步骤 |
| 2.3.3 煤样对CO_2的等温吸附实验 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 低渗透性煤对CO_2气体扩散规律研究 |
| 3.1 不同温压下CO_2扩散模拟实验 |
| 3.1.1 实验装置 |
| 3.1.2 实验方法及条件 |
| 3.2 温度对CO_2扩散规律的影响 |
| 3.2.1 温度对CO_2扩散量的影响 |
| 3.2.2 温度对CO_2扩散速度的影响 |
| 3.2.3 温度对CO_2扩散系数的影响 |
| 3.3 压力对CO_2扩散规律的影响 |
| 3.3.1 压力对CO_2扩散量的影响 |
| 3.3.2 压力对CO_2扩散速度的影响 |
| 3.3.3 压力对CO_2扩散系数的影响 |
| 3.4 柱状煤与颗粒煤CO_2扩散特征 |
| 3.4.1 柱状煤与颗粒煤累计CO_2扩散量的对比 |
| 3.4.2 柱状煤与颗粒煤CO_2扩散速度的对比 |
| 3.4.3 柱状煤与颗粒煤CO_2扩散系数的对比 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 基于分子模拟的煤对CO_2吸附与扩散规律研究 |
| 4.1 扩散基础理论 |
| 4.2 模拟过程 |
| 4.2.1 模拟流程 |
| 4.2.2 大分子模型以及力场的选择 |
| 4.2.3 建模过程 |
| 4.3 基于分子模拟的温度对CO_2吸附能力的影响 |
| 4.4 基于分子模拟的温度和压力对CO_2扩散系数影响 |
| 4.4.1 温度的影响 |
| 4.4.2 压力的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（6）有限空间空气稳定性对人体呼吸微环境的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 室内环境与人体健康 |
| 1.1.2 呼吸系统疾病与人体呼吸微环境 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 通风方式与室内环境 |
| 1.2.2 有限空间空气稳定性 |
| 1.2.3 人体暴露评价 |
| 1.3 研究方法 |
| 1.4 本文主要工作及结构安排 |
| 第2章 有限空间空气稳定性基本理论 |
| 2.1 大气稳定性 |
| 2.1.1 基本概念 |
| 2.1.2 大气稳定性判据 |
| 2.2 有限空间空气稳定性 |
| 2.2.1 基本概念 |
| 2.2.2 有限空间空气稳定性判据 |
| 2.3 瑞利-伯纳德不稳定性 |
| 2.3.1 基本概念 |
| 2.3.2 瑞利-伯纳德不稳定性与有限空间空气稳定性的联系与区别 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 多重浮力效应温差射流运动规律 |
| 3.1 自由射流 |
| 3.2 温差射流 |
| 3.3 多重浮力效应基本公式 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 有限空间空气稳定性工况真人呼吸实验研究 |
| 4.1 实验室与实验设备 |
| 4.1.1 测试房间 |
| 4.1.2 实验设备 |
| 4.2 实验方法与实验设置 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.2 不同有限空间空气稳定性设置 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 单人工况呼吸实验结果 |
| 4.3.2 双人工况交互呼吸实验结果 |
| 4.3.3 呼吸高度CO_2浓度变化规律的分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 有限空间空气稳定性工况人体交互呼吸过程数值模拟研究 |
| 5.1 人体交互呼吸过程数值模拟方法 |
| 5.1.1 CFD控制方程组 |
| 5.1.2 湍流数值模拟方法 |
| 5.1.3 用户自定义函数 |
| 5.2 人体交互呼吸过程模型建立 |
| 5.2.1 模型尺寸 |
| 5.2.2 网格划分 |
| 5.2.3 湍流模型选择 |
| 5.2.4 边界条件 |
| 5.2.5 求解计算 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 速度场与温度场分布 |
| 5.3.2 浓度场分布 |
| 5.3.3 模拟验证 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 有限空间稳定性在太空舱呼吸微环境应用研究 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 模型建立 |
| 6.2.1 模型尺寸 |
| 6.2.2 网格划分 |
| 6.2.3 控制方程 |
| 6.2.4 边界条件 |
| 6.2.5 工况设置 |
| 6.2.6 求解计算 |
| 6.3 结果讨论 |
| 6.3.1 垂直温度梯度分布 |
| 6.3.2 温度与速度分布云图 |
| 6.3.3 呼吸微环境与太空舱大环境中的CO_2浓度分布 |
| 6.3.4 通风换气次数对微重力环境污染物浓度分布的影响 |
| 6.4 本章小节 |
| 第7章 有限空间空气稳定性工况人体暴露分析 |
| 7.1 暴露参数 |
| 7.2 常重力单人工况呼吸实验暴露分析 |
| 7.3 常重力双人工况交互呼吸实验暴露分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 A 攻读学位期间所发表的学术论文 |
| 附录 B 攻读学位期间所参与的课题研究 |
（7）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 |
（8）海水关键溶解气体高灵敏激光原位分析方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 课题研究的背景及意义 |
| 1.2 海水溶解CH_4、CO_2气体原位检测技术概述 |
| 1.2.1 水下原位质谱检测方法 |
| 1.2.2 气敏传感技术 |
| 1.2.3 红外吸收检测技术 |
| 1.3 论文的主要研究内容 |
| 第2章 基于激光光谱溶解气体检测原理 |
| 2.1 气液分离方法研究 |
| 2.1.1 水气分离理论 |
| 2.1.2 膜分离传质模型 |
| 2.1.3 溶解气体分离提取方法 |
| 2.2 可调谐激光吸收光谱技术 |
| 2.2.1 光谱学基本理论 |
| 2.2.2 直接吸收光谱技术 |
| 2.2.3 调制吸收光谱技术 |
| 2.3 溶解气体红外吸收光谱检测的影响因素 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 溶解气体CH_4、CO_2高灵敏激光测量系统研制 |
| 3.1 溶解气体分离模块设计 |
| 3.1.1 标准溶解气体样品制备 |
| 3.1.2 水气分离富集验证 |
| 3.2 激光吸收光谱定量反演模型建立 |
| 3.2.1 吸收谱线选择 |
| 3.2.2 CH_4、CO_2激光器及其光电特性 |
| 3.2.3 气体测量光路设计 |
| 3.2.4 信号采集与处理电子学设计 |
| 3.3 小型化溶解气体检测系统设计 |
| 3.3.1 原位探测系统组成 |
| 3.3.2 调谐信号的产生与频率锁定 |
| 3.3.3 嵌入式光谱处理算法实现 |
| 3.3.4 系统中噪声分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 溶解气体测量系统性能测试与实验结果分析 |
| 4.1 系统性能分析 |
| 4.1.1 浓度标定实验 |
| 4.1.2 系统检测限分析 |
| 4.1.3 开放环境连续测量及对比 |
| 4.2 溶解气体测量实验结果与分析 |
| 4.2.1 配置溶液中溶解气体检测 |
| 4.2.2 自来水中溶解气体连续测量结果与比对 |
| 4.2.3 系统响应时间测量 |
| 4.3 外场试验及结果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 全文总结与展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 论文创新点 |
| 5.3 工作展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（9）滇西北地区深水湖泊藻类与碳循环响应流域开发与气候变化的时空特征（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与依据 |
| 1.1.1 全球变化背景下湖泊系统响应的时空模式 |
| 1.1.2 沉积物代用指标 |
| 1.1.3 云南深水湖泊研究现状 |
| 1.2 选题缘由及科学问题 |
| 1.2.1 选题缘由 |
| 1.2.2 拟解决的科学问题 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 论文创新点 |
| 第2章 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 数据搜集和样品采集 |
| 2.2.1 水质调查数据及遥感数据搜集 |
| 2.2.2 区域气候数据 |
| 2.2.3 湖泊水质及水体硅藻样品采集 |
| 2.2.4 标准溶蚀试片法 |
| 2.2.5 沉积物样品采集 |
| 2.3 实验分析 |
| 2.3.1 水质指标的测试分析 |
| 2.3.2 沉积物钻孔年代学分析 |
| 2.3.3 沉积物环境代用指标分析 |
| 2.3.4 硅藻样品处理与分析 |
| 2.4 数理统计分析 |
| 第3章 近百年来泸沽湖生态环境演化及其对流域植被退化和气候变化的响应模式 |
| 3.1 泸沽湖概况 |
| 3.1.1 湖泊/流域基本概况和研究现状 |
| 3.1.2 泸沽湖区域气候特征 |
| 3.1.3 泸沽湖流域土地利用类型变化历史 |
| 3.2 泸沽湖流域不同土地利用类型碳酸盐岩风化速率 |
| 3.3 泸沽湖现代水体环境变化特征 |
| 3.3.1 泸沽湖水体温度与热力分层的季节变化特征 |
| 3.3.2 泸沽湖水环境垂直变化的季节特征 |
| 3.3.3 泸沽湖水体有机碳、无机碳变化特征 |
| 3.4 泸沽湖水体硅藻群落时空变化特征 |
| 3.4.1 泸沽湖水体硅藻季节性变化特征 |
| 3.4.2 泸沽湖水体硅藻空间变化特征 |
| 3.4.3 泸沽湖常见水体硅藻物种的分布模式 |
| 3.4.4 水体硅藻群落与多样性分布的驱动因子识别 |
| 3.4.5 水体硅藻群落多样性的分布模式与驱动因子识别 |
| 3.4.6 泸沽湖现代过程小结 |
| 3.5 泸沽湖钻孔年代序列及沉积速率 |
| 3.6 泸沽湖沉积物记录的湖泊环境长期变化历史 |
| 3.6.1 沉积物磁化率与粒度的变化特征 |
| 3.6.2 湖泊碳循环响应流域植被退化的长期模式 |
| 3.6.3 沉积物总氮对湖泊营养富集历史的响应 |
| 3.6.4 流域植被退化与湖泊碳循环响应的模式分析 |
| 3.6.5 藻类生产力及硅藻群落结构的变化历史 |
| 3.7 泸沽湖湖泊系统响应环境变化的长期模式探讨 |
| 3.7.1 植被退化与气候变暖对泸沽湖碳循环变化的驱动作用评价 |
| 3.7.2 植被退化及气候变暖驱动泸沽湖藻类的长期模式 |
| 3.7.3 喀斯特地区碳循环以及森林管理的研究启示 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 程海生态环境响应流域开发与气候变化的长期模式 |
| 4.1 程海概况 |
| 4.1.1 湖泊/流域基本概况和研究现状 |
| 4.1.2 程海区域气候特征 |
| 4.1.3 程海湖泊水位及流域土地利用类型变化历史 |
| 4.2 程海流域不同土地利用类型碳酸盐岩风化速率 |
| 4.3 程海水体环境时空变化特征 |
| 4.3.1 程海水体温度与热力分层的季节变化特征 |
| 4.3.2 程海水环境季节性分层变化特征 |
| 4.3.3 程海水体有机碳与无机碳含量的变化特征 |
| 4.4 程海水体硅藻群落时空变化特征 |
| 4.4.1 程海水体硅藻季节性变化特征 |
| 4.4.2 程海水体硅藻空间变化特征 |
| 4.4.3 程海常见水体硅藻物种的分布模式 |
| 4.4.4 水体硅藻群落与多样性分布的驱动因子识别 |
| 4.4.5 水体硅藻群落多样性的分布模式与驱动因子识别 |
| 4.4.6 程海现代过程小结 |
| 4.5 程海钻孔年代序列及沉积速率 |
| 4.6 程海沉积物记录的湖泊环境长期变化历史 |
| 4.6.1 沉积物磁化率与粒度组成的变化特征 |
| 4.6.2 湖泊有机碳与无机碳循环的变化特征 |
| 4.6.3 沉积物总氮与氮同位素的变化特征 |
| 4.6.4 流域开发与程海碳循环响应的主要特征 |
| 4.6.5 藻类生产力及群落结构的长期变化历史 |
| 4.7 程海湖泊系统响应环境变化的长期模式探讨 |
| 4.7.1 程海流域开发与富营养化对湖泊碳循环的驱动机制 |
| 4.7.2 程海流域开发、富营养化及气候变暖对硅藻群落变化的影响评价 |
| 4.7.3 程海长期变化小结 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 滇西北地区深水湖泊生态环境变化的时空模式 |
| 5.1 区域气候与湖泊水环境特征 |
| 5.1.1 区域气候特征 |
| 5.1.2 三个深水湖泊概况与研究现状 |
| 5.2 滇西北深水湖泊流域开发与气候变化的长期特征 |
| 5.2.1 湖泊水文波动历史 |
| 5.2.2 不同营养水平下湖泊碳循环的变化历史 |
| 5.2.3 茈碧湖、海西海和洱海藻类变化特征 |
| 5.3 不同时间尺度上深水湖泊藻类对环境压力的响应特征 |
| 5.3.1 季节尺度 |
| 5.3.2 近30年尺度 |
| 5.3.3 百年尺度 |
| 5.4 滇西北地区深水湖泊系统响应环境变化的模式探讨 |
| 5.4.1 滇西北地区流域开发与深水湖泊环境变化的长期特征 |
| 5.4.2 流域开发与气候变化影响深水湖泊碳循环的时空模式 |
| 5.4.3 流域开发与气候变化影响深水湖泊藻类变化的时空模式 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 研究的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 主要优势硅藻图版 |
| 图版1:泸沽湖水体、沉积物优势硅藻 |
| 图版2:程海水体、沉积物优势硅藻 |
| 攻读学位期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
（10）深海热液喷口流体中溶解气体的激光拉曼光谱原位定量分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与意义 |
| 1.2 研究现状分析 |
| 1.2.1 深海热液流体中气体组分的研究现状 |
| 1.2.2 深海激光拉曼光谱技术的发展现状 |
| 1.3 本论文的研究内容及章节安排 |
| 第二章 激光拉曼光谱技术及定量分析原理 |
| 2.1 激光拉曼光谱技术介绍 |
| 2.1.1 拉曼散射形成机制—经典电磁理论 |
| 2.1.2 拉曼散射形成机制—量子力学解释 |
| 2.2 拉曼光谱的特性与优势 |
| 2.2.1 拉曼光谱的特性 |
| 2.2.2 拉曼光谱的优势 |
| 2.3 激光拉曼光谱的定量分析 |
| 2.3.1 拉曼光谱定量分析的基本原理 |
| 2.3.2 内标峰的选择 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 深海激光拉曼光谱探测系统与数据处理方法 |
| 3.1 深海激光拉曼光谱探测系统 |
| 3.1.1 拉曼插入式探针—Ri P(Raman insertion Probe)系统 |
| 3.1.2 深海极端环境模拟系统介绍 |
| 3.2 光谱数据采集与处理 |
| 3.2.1 原位拉曼光谱数据的获取 |
| 3.2.2 室内模拟实验的拉曼光谱数据的获取 |
| 3.2.3 拉曼光谱数据处理 |
| 第四章 热液流体的海水混染比例及气体组分端元浓度计算 |
| 4.1 原位拉曼光谱测量过程中热液流体与海水混染比例计算 |
| 4.1.1 实验材料与流程 |
| 4.1.2 水的OH伸缩振动峰随温度、盐度变化的特征 |
| 4.1.3 测温模型的建立 |
| 4.1.4 测温模型的验证与应用 |
| 4.2 热液流体中气体组分的端元值浓度计算 |
| 4.2.1 实验材料与流程 |
| 4.2.2 硫酸根离子拉曼光谱定量模型的建立 |
| 4.2.3 硫酸根离子拉曼光谱定量模型的验证与应用 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 氢气的原位拉曼光谱定性与定量分析 |
| 5.1 实验材料与流程 |
| 5.2 氢气的拉曼光谱定性分析 |
| 5.2.1 气态氢气拉曼振动峰的特征 |
| 5.2.2 溶解态氢气拉曼振动峰的特征 |
| 5.3 溶解态氢气的拉曼光谱定量分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 二氧化碳的原位拉曼光谱定性与定量分析及其应用 |
| 6.1 实验材料与流程 |
| 6.2 二氧化碳的原位拉曼光谱定性分析 |
| 6.2.1 气态二氧化碳的拉曼光谱特征 |
| 6.2.2 液态二氧化碳的拉曼光谱特征 |
| 6.2.3 固态二氧化碳的拉曼光谱特征 |
| 6.2.4 超临界态二氧化碳的拉曼光谱特征 |
| 6.2.5 溶解态二氧化碳的拉曼光谱特征 |
| 6.2.6 水合物态二氧化碳的拉曼光谱特征 |
| 6.3 溶解态二氧化碳的拉曼光谱定量分析 |
| 6.4 二氧化碳的原位拉曼光谱定量分析在冲绳海槽热液区的应用 |
| 6.4.1 原位探测区域地质背景介绍 |
| 6.4.2 原位拉曼光谱测量与保压流体取样 |
| 6.4.3 热液流体的原位拉曼光谱分析 |
| 6.4.4 原位拉曼光谱探测与保压流体取样方式测量结果的对比 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 甲烷的原位拉曼光谱定性与定量分析及其应用 |
| 7.1 实验材料与流程 |
| 7.2 甲烷的拉曼光谱定性分析 |
| 7.3 溶解态甲烷的拉曼光谱定量分析 |
| 7.4 溶解态甲烷的原位拉曼光谱定量分析在冲绳海槽热液区的应用 |
| 7.4.1 原位探测区域地质背景介绍 |
| 7.4.2 原位拉曼光谱测量与保压流体取样 |
| 7.4.3 热液流体的原位拉曼光谱分析 |
| 7.4.4 原位拉曼光谱探测与保压流体取样方式测量结果的对比 |
| 7.4.5 相分离作用对探测区域热液流体化学组分的影响 |
| 7.4.6 热液流体中CO_2与CH_4扩散行为上的差异 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 原位拉曼光谱测量技术在冲绳海槽南部热液区的综合应用 |
| 8.1 应用区域简介 |
| 8.2 现场实验过程 |
| 8.3 原位测量数据分析 |
| 8.4 Yokosuka site热液系统喷发模式的特征及其影响 |
| 8.5 小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 CO_2拉曼光谱定量模型实验数据 |
| 附录2 CH_4拉曼光谱定量模型实验数据 |
| 附录3 H_2拉曼光谱定量模型实验数据 |
| 附录4 SO_4~(2-)拉曼光谱定量模型实验数据 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
四、封闭型实验室内CO_2浓度的测定（论文参考文献）
- [1]半干旱区富营养化浅水湖泊水-气界面温室气体昼夜变化研究[D]. 张状状. 内蒙古大学, 2021
- [2]表面活性剂控制微藻培养中生物污染研究及其安全性评价[D]. 张奥棋. 中国科学院大学(中国科学院武汉植物园), 2021(01)
- [3]采空区煤自燃氡气析出机理及运移规律研究[D]. 周斌. 太原理工大学, 2021(01)
- [4]公路隧道灰岩裂隙水结晶机理及堵塞规律研究[D]. 包立征. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [5]低渗透性煤体CO2气体吸附扩散规律研究[D]. 闫兴. 西安科技大学, 2021(02)
- [6]有限空间空气稳定性对人体呼吸微环境的影响研究[D]. 邓晓瑞. 湖南大学, 2020(02)
- [7]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)
- [8]海水关键溶解气体高灵敏激光原位分析方法研究[D]. 李想. 中国科学技术大学, 2020(01)
- [9]滇西北地区深水湖泊藻类与碳循环响应流域开发与气候变化的时空特征[D]. 刘园园. 云南师范大学, 2020(12)
- [10]深海热液喷口流体中溶解气体的激光拉曼光谱原位定量分析[D]. 李连福. 中国科学院大学(中国科学院海洋研究所), 2020(01)