一、对水环境研究中沉降物处理方法的探讨（论文文献综述）
毛若帆[1]（2021）在《微塑料在西北典型地区不同环境介质中的污染特征及其来源分析》文中研究指明微塑料（个体直径小于5 mm的塑料颗粒）作为一种新兴污染物,广泛存在于各种环境介质中。由于具有来源广泛、环境存在周期长、易迁移、比表面积大、容易富集污染物、易被生物吞食等特点,微塑料已经在在世界范围内引起了越来越多的关注。但是,作为世界上最大的塑料生产及使用国,目前国内关于微塑料的污染调查研究严重不足,特别是在西北地区。为此,本研究选取乌梁素海表层水体和沉积物、陕西省室内及室外环境中的大气沉降物作为研究对象对微塑料的赋存特征及其来源进行了调查分析。研究结果为西北地区微塑料污染防治提供了数据与理论支撑。本主要研究结果如下:（1）乌梁素海表层水体中微塑料的污染特征。调查了乌梁素海地表水及其主要干渠共32个采样点的微塑料分布特征,发现乌梁素海湖区表层水中微塑料丰度为3.12-11.25 n/L,五条干渠中的微塑料丰度范围为3.55-7.86 n/L。乌梁素海可以分为四类功能区,即排水区,捕鱼区,入水区和湿地区。入水区的微塑料丰度最高,其次分别为渔区、排水区、湿地区。纤维是乌梁素海中最常见的微塑料。乌梁素海中的微塑料主要是以小于2mm的微塑料为主,占收集到全部微塑料的98.2%,入水区的微塑料尺寸最大。农业废水,生活污水和渔业排放对乌梁素海微塑料的分布影响最大。这项研究表明,中国西北地区的内陆湖泊乌梁素海被微塑料污染,对周围环境存在潜在危害。（2）乌梁素海沉积物中微塑料的污染特征。调查了乌梁素海16个沉积物采样点的微塑料分布特征,发现乌梁素海表层沉积物微塑料丰度范围为在16.5-72.4 n/100 g之间,且具有明显的空间分布特征。含量最大的微塑料的尺寸和类型分别为<0.5 mm（74.39%）和纤维（53.95%）。为了研究微塑料在乌梁素海的垂直分布选择了4个采样点使用柱状采样器取样,并分层分析。结果表明,微塑料在不同采样点的垂直变化趋势基本相同。即使在采集的沉积物样品的最深处（30cm）依然检测到微塑料（2.33–8.67 n/100 g）。沉积物中微塑料的含量随深度的增加而降低,并与时间有明显的相关性。因此,在估算沉积物中微塑料的存储量时,如果仅考虑表层沉积物,则可能会低估全世界的微量塑料存储量。（3）陕西省室内和室外大气沉降物中的微塑料的污染特征。调查了陕西省室内与室外大气沉降物中的微塑料分布特征,发现陕西省各城市室外大气中微塑料丰度范围为97.6-349.6 n/（m2d）,而在室内大气中微塑料的丰度范围为1.4×103-5.8×103n/（m2d）,室内大气中微塑料丰度普遍相对较高。研究证明了陕西省大气沉积物中存在大量微塑料。不同城市中微塑料的丰度差异很大,这与城市人口的数量有关。同一城市中居民区采集到的微塑料数量最高,其次为商业区和工业区。室内大气中微塑料的丰度与室内人口密度以及人类活动时长有关。
杨鸿雁[2]（2020）在《湖泊浮游植物演替历史与流域人类活动的关系分析 ——以杞麓湖为例》文中研究说明湖泊流域内的人类活动可通过直接或间接途径影响湖泊生态系统。在过去100年中,人类活动（如工业化、城市化和农业活动）引起湖泊水质恶化、富营养化,是湖泊生态系统退化的主要原因。富营养化过程与浮游植物群落演替密切相关,因此深入了解人为活动与浮游植物群落演替的关系是必要的。自1970s末以来,云贵高原湖泊由贫中营养状态为主逐步向富营养状态转变,富营养化湖泊的数量、面积和富营养化程度呈现增长的趋势。然而,云贵湖区重度富营养化湖泊的浮游植物群落演替过程与人为活动的关系尚未完全阐明。杞麓湖是云贵高原湖区重度富营养化湖泊的典型代表,经历了低—中—富—重富营养过程,湖泊流域面积小,人为活动干扰相对简单,有利于认识浮游植物群落演替的规律及驱动因子。以杞麓湖为例,阐明生态系统脆弱区域的重度富营养化湖泊浮游植物群落演替过程及其驱动机制可为湖泊生态系统修复提供依据。本研究通过提取和分析来自杞麓湖沉积柱芯的地化指标、色素、硅藻,并在以210Pb/137Cs测年方法建立的沉积深度—年代时间序列的基础上,重建近百年来杞麓湖浮游植物群落结构演替过程,结合人类活动相关因子,进一步分析在人为活动作用下,浮游植物群落演替的过程及其驱动因子。本研究主要结论如下:1)通过2017年4月～2018年1月对杞麓湖水质及浮游植物进行季节调查发现,杞麓湖全湖年平均综合营养状态指数为68.05,处于中度-重度富营养水平。杞麓湖在研究期间为V类和劣V类水体,其中夏季和春季水质较差,其水质季节变化受外源和内源污染的共同影响。全年共检出浮游植物163种,浮游植物群落季节演替明显,优势种较为单一,各季节均以丝状藻类占优势。春季以绿藻门微细转板藻为优势,夏秋冬季均以丝状蓝藻占绝对优势。孟氏浮丝藻对低温较为敏感,水温下降不利于其生长。因此,夏季以喜低透明度富营养水体生长的孟氏浮丝藻为绝对优势种。秋季,孟氏浮丝藻优势度显着下降,优势种演替为能容忍低温低光照,溶解性总氮较高,溶解性总磷较低的富营养化水体的阿氏浮丝藻。冬季优势种仍为阿氏浮丝藻,而湖生假鱼腥藻代替孟氏浮丝藻成为次优势种。磷、CODMn、NH3-N和水温是影响杞麓湖浮游植物群落季节演替的主要驱动因子。2)根据210Pb测年CIC模式计算结果,在杞麓湖最深处采集的沉积岩柱芯代表了约130年来沉积结果,计算获得杞麓湖沉积柱样平均沉积速率为0.485 cm/a,沉积速率高。沉积物平均粒径范围在0.43～1.40μm之间,中值粒径在0.46～1.11 μm区间波动,属细粉砂黏土。且具有“细—粗—细”交替变化的模式。杞麓湖沉积粒度的变化趋势与流域的降雨量不呈同步波动变化,且沉积速率较高,这与流域内强烈的人类活动有关。杞麓湖沉积物中TN、TP、TOC和LOI550百年来均呈增长趋势,表明杞麓湖及其流域初级生产力的增加。整个沉积岩芯C/N 比值范围在9.91～30.86之间,呈内源——内外混合来源——外源——内外混合来源的变化方式,有机质来源复杂。C/N比值在1950s末期后呈持续下降趋势,而TN和TOC含量却呈增加趋势,表明杞麓湖流域大面积的农业活动及生活污水排放等人为活动的增强,造成了杞麓湖营养不断富集,浮游植物增殖加快,初级生产力提高,杞麓湖水体富营养化程度逐渐增加。3)沉积物金属元素可作为流域人为活动的代用指标。近百年来,杞麓湖各种金属元素含量、富集指数、地累积指数变化趋势呈现出明显的差异,这种差异与湖泊流域人为活动及其强度变化有关。以自然来源为主的金属元素（Fe、Al、Zn、Ni、Cr）,由于受当地水利设施的修建及流域内城市建设用地的扩大,导致流域面积地表径流入湖量的减少,而使得Fe、Al、Zn、Ni、Cr的含量和累积程度呈下降趋势。人为来源金属元素（Cd、Pb、As、Cu、Hg）受流域外的长距离大气传输及流域内产业结构改变及强度的增加,使其富集程度呈增长趋势,但增加的起始时间有明显的差异。研究认为化肥的施用,黑色金属的冶炼和制造业产生的废气排放和粉尘沉降是杞麓湖沉积物金属元素输入的主要贡献者,但对于能在大气中停留时间较长的金属元素,流域外的长距离大气传输也是不容忽视的来源。杞麓湖沉积物中Cd、Pb和As主要与农业活动相关,Hg主要与工业活动相关,Cu可能与黑色金属冶炼和制造业生产过程中机器轴承磨损、制动衬片磨损产生的废气排放和粉尘沉降有关。4)沉积物色素和化石硅藻记录反映了杞麓湖浮游植物群落演变的过程:近百年浮游植物群落结构出现了多次明显转变。硅藻群落结构演变过程分为五个阶段（约1889～1893 AD,1895～1935AD,1937～1968 AD,1970～1998 AD和2001～2014 AD）,分别代表5次规模大小不等的群落结构演变,硅藻群落结构演变结果显示为底栖硅藻（包括附生硅藻）相对丰度呈逐渐下降直至消失,优势种从贫营养到富营养种的转变,第一阶段以贫营养种Fragilariapinnata相对丰度最高;第二阶段Aulacoseira ambigua相对丰度最高,只pinnata相对丰度下降,成为次优势种;第三阶段浮游喜营养种A.ambigua相对丰度持续增加,喜清洁水体底栖硅藻为次优势种;第四阶段浮游性喜营养种类占绝对优势;第五阶段,中富营养水体种类占绝对优势,喜清洁水体底栖种类相对丰度几乎为零。杞麓湖沉积物色素含量在1930s初以前无明显变化,1970s初开始增加,约从2003年开始,所有色素含量几乎呈直线式增加。色素含量的演变与湖泊流域人类活动持续增加及杞麓湖富营养的现代过程基本一致。5)通过执行Change-point软件,分析硅藻群落和浮游植物历史数据变化趋势及其群落结构变化点。结果显示,杞麓湖硅藻群落结构及沉积物色素代表的浮游植物群落结构均出现多次明显转变,建国前的转变主要与极端气候（水灾）引起的湖泊水动力条件的改变有关。与农业有关的如围湖造田、水利工程建设、流域产业调整（大规模种植耗肥的经济作物）等人为活动造成的水体富营养化及水文改造是导致建国后硅藻群落和浮游植物群落结构发生明显转变的主要驱动力。6)沉积硅藻与环境因子进行CCA和RDA分析,结果显示,中富营养物种如A.ambigua、Cyclotella comta、Cyclotella meneghiniana、Synedra acus与人类干扰相关的环境因子（TN、TP、TOC）呈正相关关系,喜贫营养水体的Fragilaria属则多与人类干扰相关的环境因子呈负相关性,表明人为干扰及其强度是杞麓湖硅藻群落组合演变主要驱动因子。沉积物色素与沉积物金属元素进行RDA分析,结果显示,沉积色素含量与人为来源金属元素Cd、Pb、Hg和As含量变化呈正相关关系,特别是与Cd和Pb的相关性最高。总之,人为活动是杞麓湖百年来浮游植物群落演变的主要驱动因子。将不同人为活动的环境因子的代用指标与化石硅藻和沉积物色素进行多元分析,结果显示,杞麓湖浮游植物群落演变主要受农业活动中化肥农药的施用及工业活动驱动。综上所述,近百年来杞麓湖浮游植物群落发生了显着演变,从1970s开始浮游植物密度明显增加,中富营养浮游硅藻相对丰度增加,贫营养底栖硅藻相对丰度减小。农业活动中化肥农药的施用、流域人口的增加、工业活动及制造业活动是杞麓湖浮游植物群落演变的主要驱动力,人为对水资源利用和土地利用类型的变化导致的湖泊水文改变和气候条件起到叠加的作用。因此,控制和减少化肥农药的施用及提高其利用率、控制和减少人为对水资源的利用及流域内土地利用的变化等人类活动干扰仍然是控制浮游植物密度增加、控制湖泊富营养化加剧和水生态退化的主要方法。
范成新,钟继承,张路,刘成,申秋实[3]（2020）在《湖泊底泥环保疏浚决策研究进展与展望》文中指出环保疏浚的决策研究主要涉及"是否疏浚"、"疏浚多少"、"如何疏浚"、"能否疏浚"等问题,关系到工程是否立项、资金投入、工艺选择和疏浚效果等.本文首先简要回顾了50年来环保疏浚研究和发展历史,系统总结了国内外在针对湖泊富营养化、潜在生态风险以及湖泛污染控制方面开展环保疏浚的研究进展,分析了疏浚决策理念的差异和需要完善的问题.然后就疏浚工程量设计,分析了湖泊环保疏浚区域的选定和疏浚面积的确定方法和实例,围绕环保疏浚深度的确定,介绍和分析了视觉分层法、拐点法、背景值法、标准偏差倍数法、频度控制法、生态风险指数法、分层释放法和吸附解析法等方法及其优缺点.接着总结了应用不同工艺疏浚过程中产生的底泥扩散、泄漏和残留原因及影响方面的研究成果,提出了疏浚决策对疏浚工艺的选用要求.最后从重视疏浚后环境效果的过程回溯、悬浮态颗粒物影响以及实质性融入生态风险理念等方面,对湖泊环保疏浚决策的研究进行了展望.本文认为,湖泊的疏浚效果未达到预期多与忽视决策研究有关.决策上的主观性和任意性,不仅可能造成资金的浪费,还容易造成生态环境效益的损害.湖泊的环保疏浚不可能一劳永逸,也不是每个污染的湖泊都需要或可以采用疏浚方式来改善水环境,即使达到了环保疏浚的必要性研究和工程量设计水平,仍需要外源的有效控制和高精度、低扩散、低泄漏的疏浚工艺作为保证.
康希睿[4]（2020）在《北亚热带典型森林群落对湿沉降污染物的分配过程与主要影响因素》文中指出本研究以北亚热带地区浙江杭州庙山坞试验林场3种典型森林群落毛竹林（Phyllostachys edulis）、杉木林（Cunninghamia lanceolata）和青冈阔叶林（Cyclobalanopsis glauca）为研究对象,监测2018年7月—2019年8月和12月共15次降雨事件,通过分析酸沉降污染物和重金属离子（氮、磷、硫、氟、氯、盐基阳离子和重金属离子）在森林群落冠层、枯落物层和土壤层中的浓度和通量变化特征,探讨不同森林群落各层次对湿沉降污染物的分配和迁移规律,并结合降水特征与群落特征,分析各群落层次对降水水质的影响因素,为北亚热带地区森林生态系统结构改造和生态服务功能提升提供理论依据。结果如下:（1）该区域一年内大气降水总量为2146 mm,年均p H为5.97,非生长季降水酸性较强。降水中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TP、SO42-、F-、Cl-的年均浓度分别为1.06、0.63、0.04、0.06、1.86、0.16、0.38 mg/L;降水中Na、K、Ca、Mg的年均浓度分别为0.27、0.36、0.89和0.17mg/L;Pb、Cd、As的年均浓度分别为1.00、0.12和0.52μg/L,Cu、Zn、Mn和Ni的年均浓度分别为3.35、36.73、8.39和1.89μg/L。（2）森林冠层能够调升降雨的p H且全年稳定,对TP、NH4+-N、F-、Na、Cu和Ni均有吸附作用,对Cl-、K、Ca、Mg、Mn和Zn均表现出强烈的淋溶作用,淋失的盐基阳离子等中和了酸性降水,提高了穿透雨的p H值。毛竹林冠层整体上截留能力强于其他两种林分类型,最大截留率可达到81.81%,而杉木林冠层的淋溶能力强于其他两种林分类型,截留能力最弱。（3）枯落物层是林下养分的主要释放源,对NH4+-N、NO3--N和TP,K、Ca和Mg,As、Cu和Ni均有淋溶或释放的作用,青冈阔叶林的枯落物层对无机氮、TP、Cu和Ni的淋溶能力最强,最大淋溶率可达到158.29%,杉木林的枯落物层对四种盐基阳离子的淋溶能力最强,最大淋溶率可达到125.82%。（4）3种森林群落地表径流量仅占大气降水量的0.08—0.37%,而28.37—59.49%的降水都渗透进0—5 cm层的森林土壤,径流中NO3--N、TP和SO42-浓度提高,盐基阳离子浓度达到了大气降水浓度的4.24—68.28倍;渗透水p H是4.07—4.84,与森林土壤p H值类似,渗透水中NO3--N的浓度达到大气降水的21.16—35.09倍。由地表径流和土壤渗透水（输出）与大气降水（输入）的对比可知,3种森林群落对降水中Na、NH4+-N、F-、Cl-和TP具有强烈的吸附作用,对K、Ca、Mg和NO3--N呈现出强烈的淋溶效果,其中青冈阔叶林对NH4+-N和TP的截留能力最强,截留率分别为99.00%和95.90%,对NO3--N、K和Mg的淋溶作用最强,淋溶率分别为690.13%、164.01%和310.13%。（5）森林群落各层次对湿沉降污染物的分配能力不同,主导的影响因素各异。影响林冠层水量与水质的主要指标是大气降水量和叶面积指数:大气降水量与三种森林群落穿透雨量线性正相关,与离子浓度呈负相关;而叶面积指数与Cl-和TP、NH4+-N正相关,与其他阴离子、盐基阳离子、七种重金属均负相关。影响枯透水浓度的主要指标是枯落物含水率和大气降水量:大气降水量与三种森林群落枯透水量线性正相关,枯落物含水率与枯透水中氮、磷、硫和盐基阳离子均呈负相关关系。土壤含水率、草本盖度和林分密度与径流中NO3--N浓度负相关,林分密度与NH4+-N、SO42-、NO2--N、七种重金属浓度也呈负相关关系,地表草本盖度与地表径流中七种重金属浓度呈正相关关系。
史鹏程[5]（2020）在《水源地水库浮游藻类和水质变化特征与影响因素》文中提出水库是许多大、中城市的集中式饮用水源地,其水质安全事关城市经济发展与社会稳定。有害藻类水华、异味物质、氮磷超标等我国水源地水库高发的水环境问题,特别是藻类水华的发生具有不确定性和偶发性等特点,给城市供水安全带来挑战。认知水源地水库中藻类及相关水质指标的变化特征、驱动机制能为水源地安全保障提供科技支撑。本研究以华东地区最大的水源地水库新安江水库（千岛湖）及江苏省17个水源地水库为研究对象,通过周年高频观测、夏季水华敏感季调查及水体沉降物自动捕获器观测等手段,刻画了水库水源地藻类群落结构的周年变化特征,揭示了夏季水库异味物质浓度的主要影响因素,探讨了暴雨入流等水文过程对水库悬浮物沉降的影响及其水质效应。研究主要成果如下:1.大型水源地水库新安江水库的湖心区藻类群落演替存在明显的时空演替特征:季节上,硅藻在4～6月出现峰值,蓝藻和绿藻则在7～8月,隐藻生物量较低,峰值出现在其余藻类较少的10～11月;垂向上,绿藻分布于水体表层,蓝藻和硅藻主要分布于次表层（约5～7 m处）;藻类生物量与温度极显着相关（P<0.01）,蓝藻的最适生长温度为28～29℃,硅藻为25℃;短期内连续的极端降雨事件往往会导致湖心区中层（10～20 m）水体总藻生物量增加,表层水体蓝藻增加,绿藻减少,这表明蓝藻对高浊度低透明度水体的适应性要好于绿藻。2.暴雨过程对水源地水库水质影响明显。新安江水库水体浊度、悬浮颗粒物浓度（SS）、颗粒物沉降通量与降雨量、入库流量极显着相关,中雨以上降雨过程与河流区浊度增量呈指数相关（R2=0.81）,持续强降雨则对浊度有累加效应,但对过渡区影响不大。沉降颗粒物通量自上游至下游显着下降,但是颗粒物中的氮、磷含量显着上升:SS浓度自河流入库区至下游大坝随距离增加呈较好的指数下降特征（R2=0.84）,降雨较多的春夏季更为明显,全库颗粒物沉降通量为2.57×106 t?a-1,其中春夏季沉降通量高于秋冬季;上游的街口、中游的小金山和下游的大坝捕获沉降物中颗粒态氮含量（PN）分别为6812、15886和21986 mg?kg-1,磷含量（PP）分别为2545、3269和3077 mg·kg-1,自上游向下递增。结果表明,新安江水库年均库容淤损率为0.07%,与全国其它大型水库相比较低,但是坝前沉降物营养盐含量较高,具有一定的内源释放风险。3.丘陵山区的水源地水库普遍存在异味物质风险。江苏17个水源地型水库中,约三分之一的水库出现部分水层异味物质2-甲基异莰醇（MIB）浓度超标,MIB平均浓度为（13.7±20.7）ng?L-1;多个水库检出土臭素（GSM）,但其浓度均没有超过10 ng?L-1的饮用水标准浓度(最大浓度为4.6 ng?L-1);同步水质调查及统计分析表明,MIB浓度和水体叶绿素a浓度、水体透明度、悬浮颗粒物浓度、富营养化指数等重要水质指标及浮游植物生物量（特别是蓝藻生物量）相关性显着（P<0.05）,其中MIB与叶绿素a、富营养化指数呈极显着的相关关系（P<0.01）。上述调查研究说明:（1）藻类高频自动监测技术能有效的监测水库藻类群落演替规律,具备良好的应用前景;（2）管理者应该注意极端降雨事件对水库的影响,加强流域水土保持治理;（3）坝前悬浮颗粒物沉降不多,但是应该注意高营养盐沉积物内源释放对水质的影响。本研究成果能为水源地水库水质安全保障提供科学支撑;（4）实施营养盐外源输入削减、提高流域植被覆盖度、科学调控渔业养殖规模等水体富营养化控制措施是水库异味物质控制的关键。
任杰[6]（2020）在《灌溉水对农用地土壤重金属污染影响与控制的研究》文中进行了进一步梳理本文调查了西北江三角洲地区达标地表水等灌溉水源及其所灌溉的周边农用地中镉砷等污染物质的含量水平,分析了灌溉水的水质状况,探究了农用地灌溉源重金属的输入状况,探讨了灌溉水对农用地镉砷分布和再分布的作用与影响,讨论了农用地土壤和灌溉水中镉砷防治与修复的机理与方法。具体而言,我们选择了西北江三角洲上游到下游区域能够代表各区域灌溉模式的农用地为对象,初步探究了农闲期整个区域农用地灌溉系统的水环境状况——背景含量,以及各灌溉模式和整个区域中典型污染物的分布特征。2019.8-11月（农忙期）,选择佛山研究区为代表,探究了潜在灌溉水源中重金属的含量特征与综合水质状况;探究了河滩农用地镉砷的污染累积状况,包括灌溉的输入——输出情况及其对累积过程的影响;探究了灌溉水中镉砷横向迁移过程中的赋存状况及其在主要灌溉构筑物中的分布特征,并提出了相应的污染防治措施。结合镉砷迁移规律和水稻土吸附解吸/定量拟合等方面的研究,初步探究了农用地土壤灌溉源Cd、As输入的控制思路与工艺流程。结果归纳如下:1.农闲期,西北江三角洲灌溉水背景研究发现,大部分灌溉系统水环境中的污染物含量处于相对稳定的状态—基础生态环境能够自我净化的环境允许含量,灌溉水所受沿程影响呈现出断面动态指标与水源指标存在一定差异,底泥对灌渠死水尤其是对氮磷和悬浮颗粒的影响较大,雨水冲刷会显着影响江河湖泊水体污染物质的再分布,亦会对灌渠及其周边水环境产生一定影响。根据CV系数可见Cd、As、Cu、总磷处于中等变异水平,无明显异常值,农闲期人为显着性的影响不大,其中,Cd、As本底值不高,达到灌溉的使用要求。2.农忙期,佛山研究区潜在灌溉水源研究发现,灌溉水源中存在1～2类重金属的轻度污染,同时As等重金属的生态风险也需要重视。区域高背景是风险异变的重要参照,人为源/人为活动是导致重金属污染区域化偏高的主要因素,和固定形态释放的主力推手,减少人为影响是有效控制农业环境风险的重要措施。As处于劣水平,Cd处于相对比较安全的极低水平。农忙期,佛山研究区江水研究发现,灌溉是江边农用地中其他来源镉砷（农用物质、大气沉降和雨水——道路径流等）经环境自净后,从江水环境再次返回农用地的重要途径。当地Cd较As的生态表观（活性）风险相对更大。江水冲刷是底泥外源规模性Cd、As沿水流再分布的主要动力之一。农忙期,佛山研究区农用地镉砷输入源研究发现,灌溉水对农用地Cd年外源输入影响最大,其次为农用物质、大气沉降;农用物质对农用地As年外源输入影响最大,其次为大气沉降、灌溉水;可见当地镉砷问题受环境和农业多重影响。建议增加灌溉水Cd、农用物质As的风险监控。农忙期,佛山研究区江水环境Cd、As横向迁移的研究发现,江水底泥、低潮滩和高潮滩Cd、As含量分布如下,Cd含量均值:低潮滩>江水底泥>高潮滩;As含量均值:江水底泥>低潮滩>高潮滩。江水、蓄水池底泥与堤内农用地Cd、As含量分布如下,Cd含量均值:江水底泥>堤内农用地表层土壤>蓄水池底泥;As含量均值:江水底泥>蓄水池底泥>堤内农用地表层土壤。3.通过不同浓度Cd、As灌溉水淋滤土柱的室内试验研究发现,水稻土中性高纯水淋滤水稻酸性土表现出较好的淋洗能力,模拟灌溉水淋滤20年的土柱还存在着淋溶的现象,这可能与水稻土中游离形态的铁离子和弱酸基团的缓慢释放有关,并通过破坏土壤空间结构的元素稳定性,加速淋溶和迁移。TZkb1、TZ1、TZ2、TZ3和TZ5的Cd纵向迁移结果发现,随着注水量（灌溉年数）的增加,土柱中上层Cd均出现不同程度的流失,随灌溉水的纵向淋滤,当土壤吸附能力大于注水淋洗能力之后,进一步呈现累积（TZ4—TZ6）的趋势。TZkb1、TZ1、TZ2、TZ3和TZ5的As纵向迁移结果发现,As主要在柱内上层发生累积,在不考虑其他输出途径的条件下,20年的累积量已经达到污染风险筛选值,可见As较Cd对酸性水稻土的结合能力更强,其20年内的累计效率大于Cd,反观随着时间推移,TZ3和TZ5,酸性水稻土中Cd较As的累积效率可能更大。从整体来看,As较Cd受灌溉水对土柱纵向淋溶的影响更小。水稻土粒径筛分试验研究发现,土壤中镉的吸附动力学特征表现为吸附量在0至3 min内快速增加,随后吸附速率减缓直至达到平衡。水稻土对镉离子的等温吸附用Langmuir方程拟合,判定系数大于0.94。通过Af、Bf和Radj2的比较分析可见,S型函数模型（Logistic模型）对吸附量和解吸量的拟合度更高,水稻土的吸附解吸更符合Logistic增长。水稻土的吸附固持效果良好,大尺度颗粒的吸附效果相对更好。快速净化基质的综述研究发现,滤速是重要的指标,探究大尺度基质在吸附性能上的组合、配比、填埋形式和过水方式等具有较大的应用价值。国内外灌溉水净化方面的综述研究发现,组合工艺净化效果良好,但建设面积相对较大,适用于农用地集约化生产。目前小型农用地和用地紧张的地区更适合配套快速净化装置,在西北江三角洲地区——属于蓄水提水引水的灌溉区域,可进一步结合蓄水构筑物进行净化处理,在本论文中初步设计了一种灌溉水的多级垂直过滤耦合U型溢流堰的集深层净化功能与蓄水功能于一体的蓄水池。
陈绍强[7]（2020）在《广西苍梧县土地质量地球化学评价》文中指出本文以广西苍梧县土壤地球化学调查为主,同时开展大气、灌溉水、农作物地球化学调查,确定了土壤养分地球化学等级、土壤环境地球化学等级、土壤质量地球化学综合等级、大气地球化学综合等级、灌溉水地球化学综合等级。在土壤质量地球化学综合等级基础上,叠加大气、灌溉水环境地球化学综合等级,完成土地质量地球化学等级评价。结果显示:研究区土壤养分综合状况总体表现较差,土壤养分地球化学综合等级以四等和三等为主,两者分别占研究区面积的45.10%和43.02%,表明整个研究区表层土壤中由氮、磷、钾组成的土壤养分含量较为缺乏,土壤肥力情况较差,说明研究区应适量增加磷肥和钾肥的施用量。研究区土壤环境状况良好,土壤环境地球化学综合等级以一等、二等为主,分别占研究区面积的90.66%和7.39%。土壤质量状况良好,土壤质量综合等级以二等、三等为主,分别占研究区面积的38.96%和48.32%。一等占研究区面积的7.90%。研究区土地质量地球化学等级以二等、三等为主,分别占研究区面积的38.97%和48.32%,一等和四等面积相差不大,分别占研究区面积的7.90%和4.37%,五等分布较少。从整体上看,研究区内北东部土地质量地球化学评价等级要优于南西部地区。根据区内优良富硒土地的分布特征,结合农作物综合质量等级及当地农业尤其富硒产业发展现状,共划分了4个优良富硒规划区,并对规划区内的富硒产业进行了适宜性规划建议;基于三大土地利用现状,根据各利用类型土地自身特性及其影响因素,有针对性地从地球化学角度提出各土地利用类型土地的具体规划与利用建议,并从富硒农产品开发角度估算了社会经济效益。
刘景景[8]（2019）在《基于碳氮稳定同位素的鄱阳湖网箱养殖区沉积物有机质来源研究》文中指出近年来鄱阳湖都昌水域环境质量下降,有些区域出现明显的水华、藻类富集现象,都昌是鄱阳湖最大的网箱养殖基地,为了研究网箱养殖对是否对其产生了影响,本文选取鄱阳湖都昌网箱养殖水域为研究对象,分别于2017年10月、2018年3月及2018年11月在该水域进行采样,对DO、pH、Chla、TN、TP等水环境因子的时空变化特征进行了分析,利用综合营养状态指数法对研究区水体的营养状态进行了评价,并分别对各月份环境因子间的相关性进行了分析,从而揭示了网箱养殖对水体的影响;同时,对网箱养殖沉积物的含水率、pH、TOC（有机碳）和TON（有机氮）等理化因子以及碳氮同位素的时空变化特征进行了分析,并利用碳氮同位素值,探讨了网箱养殖沉降物和沉积物有机质的来源,为保护其生态系统的健康,实现科学养殖及可持续发展提供理论依据。通过上述研究,对鄱阳湖都昌网箱养殖水域的水质现状和沉积物的物源有了初步的认识。主要结论如下:1.水环境特征表明:网箱养殖活动对养殖区水体水温和pH几乎没有影响;而对DO、Chla和营养盐含量的影响较明显。10月和3月研究区水体的DO明显低于对照点,Chla明显高于对照点;11月份网箱区DO浓度整体低于外围区和对照点,Chla明显高于外围区。网箱养殖活动明显增加了网箱区水体中的营养盐含量。10月、3月和11月网箱区水体TN含量的变化范围分别为2.052.72 mg/L﹑2.262.40 mg/L和2.202.57 mg/L,对照点TN含量分别为1.14mg/L﹑1.49 mg/L和2.05 mg/L;TP的变化范围分别为0.110.23 mg/L﹑0.240.42 mg/L和0.320.73 mg/L,对照点TP含量分别为0.11 mg/L﹑0.18 mg/L和0.13 mg/L;TN和TP含量的最大值均出现在网箱区;网箱区水体NH4+-N的变化范围分别为0.180.39 mg/L﹑0.661.05 mg/L和0.070.33 mg/L;NO3--N的变化范围分别为0.380.62 mg/L﹑0.721.01 mg/L和0.741.43 mg/L;3月研究区水体的NH4+-N﹑NO3--N﹑TN和TP含量整体高于10月;11月网箱区水体TP含量明显高于10月和3月。富营养化评价结果表明:10月和3月养殖水体处于中营养状态,水质良好;而11月养殖水体营养状况已达富营养化,水体污染较重。2.沉积物有机质的稳定碳氮同位素值的分布特征表明:10月、3月和11月份整个研究区的δ13C值分布范围分别为-27.81‰-26.55‰、-27.67‰-25.65‰和-27.61‰-25.66‰,均值分别为-27.18‰±0.3‰、-26.32‰±0.56‰和-26.52‰±0.49‰;δ15N分布范围分别为3.9‰13.21‰、5.19‰7.27‰、和4.82‰-6.92‰,均值分别为6.15‰±2.06‰、6.38‰±0.49‰和6.19‰±0.64‰;C/N分布范围分别为6.087.95、6.857.84和5.566.55,均值分别为6.59±0.47、7.23±0.27和6.03±0.23。δ13C的最大值和最小值分别出现在3月和11月;δ15N最小值和最大值均出现在10月,C/N最小值出现在11月,最大值出现在10月,10月和3月份C/N稍高,可能与此阶段外源输入对其的影响更大有关,而且有机质发生降解作用时,最先降解释放的是含氮蛋白。研究区各月份的δ13C值波动较明显,δ15N值（除了10月份4号采样点）和C/N值的波动均较小。3.沉积物有机碳来源表明:10月份沉积物有机质碳的较单一,主要来源于河流浮游生物。3月份沉积物有机碳的来源可以分为有两种情况:（1）主要来源于河流浮游生物和粪便;（2）主要来源为河流浮游生物。11月份的沉积物有机质碳的来源亦可分为两种情况,（1）主要来源为河流浮游生物和粪便;（2）主要来源于河流浮游生物。4.沉积物有机氮来源表明:10月份沉积物氮素的主要来源可以分为两种情况:（1）主要氮素来源为土壤有机质和河流浮游生物;（2）主要来源于人类和动物排泄废物、养殖鱼类的粪便和鱼饵;3月份沉积物有机氮来源亦存在两种情况:（1）主要氮素来源为土壤有机质、饲料和河流浮游生物;（2）主要来源为饲料。11月份沉积物有机氮主要来源于土壤有机质和河流浮游生物。
土琦[9]（2019）在《浮萍塘处理系统污染物去除和温室气体排放特征及其影响因素研究》文中研究表明近年来,水环境污染及温室气体增加引起的全球气候变暖已成为国际社会公认的全球性问题。浮萍塘处理系统因具有成本低、浮萍易打捞及能将氮磷污染物转化为富含蛋白淀粉的浮萍生物质等优势,广泛应用于水体污染治理,但其作为水生生态系统的组成部分,也能向大气排放温室气体。探究浮萍塘污染物去除和温室气体排放特征及其影响因素,对实质性促进浮萍塘的规模化应用极为重要。本研究以位于昆明滇池畔的多个中试浮萍塘处理系统（表面积12m2或8m2）为对象,通过设置四个实验组并进行长期连续运行（一年以上）,研究浮萍自然生长覆盖（无打捞）、进水营养负荷、覆盖密度、水深等对浮萍塘污染物去除及温室气体排放的影响。结果表明:（1）浮萍长期自然生长覆盖（不打捞）的浮萍塘,会因覆盖度较厚导致浮萍大量死亡,生长速率较低（年均仅2.66g/m2/d）,并隔绝了水体与大气间的气体交换,降低水体溶解氧（DO）、pH及底泥氧化还原电位（ORP）;也不利于系统对COD、TN、TP、氨氮和浊度的去除（年均去除率分别为28.76%,17.25%,23.14%,8.01%和-98.05%）,尽管能减少温室气体CO2和N20的排放,但也增加CH4的排放,综合温室效应潜能较高（4035.56 g CO2/m2/yr）,远高于无浮萍覆盖的氧化塘（2749.96 g CO2/m2/yr）。表明浮萍长期自然生长覆盖不利于浮萍塘系统的应用,有必要对诸如覆盖密度、水体营养负荷、水深等重要参数进行研究和有效管控。（2）通过定期打捞并控制浮萍覆盖密度为825 g湿重/m2（约300%）的措施管控浮萍塘,浮萍的年均生长速率提高至6.66g/m2/d,对污水COD、TN、TP、氨氮和浊度的去除率分别提高至年均45.48%,34.74%,59.15%,33.39%和65.73%,同时,有效减少温室气体排放,降低全球温室效应潜能（2815.22 g CO2/m2/yr）。（3）对进水营养负荷的影响研究发现,高营养负荷显着抑制了浮萍塘系统浮萍的生长速率（低高营养负荷年均分别为7.47 g/m2/d和6.77 g/m2/d）,显着降低水体DO和ORP,以及污染物的去除率,但污染物去除速率较高,并培养出高碳氮磷（CNP）含量的浮萍（年均碳约39%,粗蛋白约30%,磷约1.2%）。此外,尽管高营养负荷显着减少浮萍塘N2O排放（低高负荷分别为194.01μg/m2/h和150.24μg/m2/h）,未显着影响浮萍塘对CO2和CH4的排放,但却在数值上增加了综合温室效应潜能（低高负荷分别为3984.39 g CO2/m2/yr和4120.52 g CO2/m2/yr）,表明高负荷不利于温室气体综合减排。（4）对覆盖密度的影响研究发现,高覆盖密度由于空间限制,加速浮萍的死亡及沉降,不利于浮萍生长（高低覆盖度年均生长速率为7.47 g/m2/d和6.66 g/m2/d）,并降低水体DO和ORP,但却提高COD和浊度的去除率,低高覆盖度下年均去除率COD分别为37.05%和45.48%,浊度分别为59.78%和65.73%,而对TN、TP和氨氮的去除无明显影响。同时,高覆盖密度显着增加CO2的排放（低高覆盖密度分别为31.67mg/m2/h和52.83 mg/m2/h）,但也显着降低CH4和N2O的排放（CH4分别为15.71 mg/m2/h和 10.04 mg/m2/h,N2O分别为 102.40 μg/m2/h和59.08 μg/m2/h）,综合降低浮萍塘温室效应潜能（高低负荷年均分别为3984.39g C02/m2/yr和2815.22 g CO2/m2/yr）。（5）对水深的影响研究发现,在单位面积进水量（即进水表面积负荷）相同时,水深增加不利于浮萍塘系统浮萍的生长（深浅系统生长速率分别为6.59 g/m2/d和7.47 g/m2/d）及对营养物质的吸收固定,并因营养限制加快浮萍的死亡及沉降。同时,因水深增加导致水体总量变大,水力停留长,出水水质较好,去除率较高(深浅系统年均去除率COD分别为45.73%和37.05%,TN分别为44.66%和34.50%,氨氮分别为51.02%和35.95%,浊度分别为90.79%和59.78%,但去除速率却较低。此外,水深并未显着影响浮萍塘CO2和N20的排放,但水深增加却显着减少CH4的排放（由15.71 mg/m2/h减少为4.43 mg/m2/h）,综合降低浮萍塘温室效应潜能效果明显,由3984.39 g CO2/m2/yr降为 1380.58 g C02/m2/yr。（6）相比较而言,CH4是浮萍塘系统排放最主要的温室气体,其对大多数浮萍塘温室效应潜能的贡献超过80%,是浮萍塘温室气体减排应重点控制的对象。总体来说,不同因素对浮萍塘污染物去除及温室气体排放的影响呈现各自不同的规律,实际应用中应根据具体目的进行选择。例如:如重点关注浮萍生长,适合选择低覆盖度、低进水负荷及浅水系统;如重点关注出水水质及污染物去除率,适合选择高覆盖度、低进水负荷及深水系统;如重点关注污染物去除速率,适合选择低覆盖度、高进水负荷及浅水系统;而降低进水营养负荷、适当增加覆盖密度和水深均可降低浮萍塘温室效应潜能。本研究在野外中试规模条件下揭示了浮萍塘污染物去除及温室气体排放的特征及其影响因素,其结果为提高浮萍塘污染物去除及减少温室气体排放提供指导措施和科学依据,对浮萍塘的进一步大规模应用具有一定的理论和实际参考价值。
刘振江[10]（2019）在《天津生态城健康水环境系统构建工程技术研究及应用》文中研究表明中新天津生态城立足于生态宜居的新型城市建设,水环境质量至关重要,而该区域水环境本底极差,面对高标准水环境系统的整体构建,需要解决一系列关键问题。本研究针对中新天津生态城水环境建设标准高、水资源匮乏、水环境本底差、生态用水需求量大等问题,通过系统的基础调研与问题诊断,确定了生态城多水源补水及景观水体水质水量特征,通过中试试验,系统研究了多水源条件下的非常规水源开发利用、景观水体循环净化等技术方案及关键参数,通过水环境系统构建相关领域工程技术的综合集成,提出了适宜于生态城实际地域特点的水环境系统构建工程技术集成体系,得出以下主要结论:（1）生态城可用于景观水体补水的非常规水水源主要有四种,分别为再生水、雨水、过境水和海水淡化水。其中,再生水按水质标准分为低品质再生水和高品质再生水,低品质再生水为主要补水水源,高品质再生水为应急补水水源;雨水作为景观水体重要的季节性补水水源;过境水经适当处理后,可作为生态补水水源;海水淡化水主要来自于北疆海水淡化厂,可作为近期的补水水源。（2）多水源补水水动力-水质耦合模型的模拟结果表明,采用污水厂一级B出水和过境水补水时,叶绿素a浓度上升明显,由于两种水源中总磷和氨氮等营养盐浓度较高,随着时间的增长总磷和氨氮会在补水点附近形成积累,因此一级B出水和过境水不能满足补水水质要求。（3）针对目前的水源不能满足补水要求的问题,开展了不同组合工艺处理一级B出水及过境水中试试验研究,研发出微絮凝-气浮过滤工艺,实现了污水厂一级B出水、雨水、过境水等多种水源的同一设施切换式深度处理,该技术在实际工程中得到很好的应用效果,保证了补水水质和低成本运营（4）针对生态城景观水体不流动的问题,构建景观水体水动力循环-水质模型,对景观水体不同季节、不同运行工况进行模拟分析,提出近期、中期、远期的补水和水体循环方案,结果表明,实施补水和水动循环方案可以改善水力循环条件,提高水体的流速,改善水体水质。（5）景观水体循环净化、多水源补水与生态修复工程实施后,景观水体COD、NH4+-N、TP、TN、叶绿素a的平均值为29 mg/L、0.38 mg/L、0.09 mg/L、1.29 mg/L、45μg/L,水质指标基本能达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）规定的Ⅳ类水体标准。同时,根据现状静湖故道河景观水体的工程设施建设运行跟踪观测,尤其结合水体实际运行效果,初步提出了景观水体季节性运行模式建议。（6）根据生态城水环境系统建设总体思路,结合工程实施条件,明确了“整体规划、分步实施,综合设计、技术集成,精准施工、注重协调,灵活运行、聚焦目标”的基本原则,提出了“分析水体生态需水、确保水量平衡,控制水体污染源、确保清水入湖,强化水体自净、保障水质目标,优化工程措施、支撑水环境修复”的水系统构建与水质保持技术路线,形成了包括非常规水源补水、景观水体污染源控制、水体净化与水环境修复在内的工程技术集成体系。（7）该工程博士论文研究的多水源补水深度处理和景观水体循环净化技术已在天津生态城得到成功应用,通过工程的建设运行,形成天津生态城水环境系统工程建设技术指南,并被天津生态城管委会所采纳,为天津生态城2020年地表水环境质量达到地表IV类标准提供技术支持。
二、对水环境研究中沉降物处理方法的探讨（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、对水环境研究中沉降物处理方法的探讨（论文提纲范文）
（1）微塑料在西北典型地区不同环境介质中的污染特征及其来源分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微塑料污染概述 |
| 1.2 微塑料分析方法的研究 |
| 1.2.1 微塑料的采样方法 |
| 1.2.2 微塑料的消解 |
| 1.2.3 微塑料的提取 |
| 1.2.4 微塑料的分析与鉴定 |
| 1.3 微塑料在不同环境介质中的分布特征 |
| 1.3.1 水体中的微塑料 |
| 1.3.2 土壤中的微塑料 |
| 1.3.3 空气中的微塑料 |
| 1.4 本课题研究目的与内容 |
| 1.5 技术路线图 |
| 第二章 乌梁素海表层水体中微塑料的污染特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 研究区域与采样方法 |
| 2.2.2 样品前处理 |
| 2.2.3 微塑料的观察与鉴定 |
| 2.2.4 质量保证与控制 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 微塑料的丰度和分布 |
| 2.3.2 微塑料表征及聚合物种类 |
| 2.3.3 微塑料的形状和尺寸 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 乌梁素海沉积物中微塑料的污染特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 沉积物的采样方法 |
| 3.2.2 样品制备 |
| 3.2.3 微塑料的观察与测定 |
| 3.2.4 泥沙岩心年代测定 |
| 3.2.5 质量保证与控制 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 微塑料的空间和垂直分布 |
| 3.3.2 微塑料的形状和尺寸 |
| 3.3.3 微塑料的聚合物组成 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 陕西省室内与室外大气沉降物中微塑料的污染特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 研究区域 |
| 4.2.2 取样过程 |
| 4.2.3 实验室分析 |
| 4.2.4 质量保证与控制 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 微塑料的丰度 |
| 4.3.2 微塑料的形状与尺寸 |
| 4.3.3 微塑料的聚合物组成 |
| 4.3.4 对人类健康和生态系统的影响 |
| 4.4 .本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 本研究的主要结论 |
| 5.2 本研究的创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）湖泊浮游植物演替历史与流域人类活动的关系分析 ——以杞麓湖为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与目的 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 云贵高原湖区概述 |
| 1.2.2 湖泊浮游植物群落演替研究 |
| 1.2.3 云南湖泊浮游植物群落演替 |
| 1.2.4 浮游植物群落演替及环境变化历史反演方法 |
| 1.3 杞麓湖及其流域概况 |
| 1.3.1 自然概况 |
| 1.3.2 社会经济概况 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究思路与技术路线 |
| 第二章 杞麓湖浮游植物现状及季节演替 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 研究区域与样点设置 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 水质理化指标 |
| 2.3.2 浮游植物样品 |
| 2.3.3 数据处理与分析 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 杞麓湖水质的季节变化 |
| 2.4.2 浮游植物群落季节演替 |
| 2.4.3 浮游植物群落与环境因子的关系分析 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 杞麓湖水质的季节变化 |
| 2.5.2 浮游植物群落季节演替 |
| 2.5.3 浮游植物群落与环境因子的关系分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 杞麓湖流域近百年人类活动变化的反演 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 研究地概况 |
| 3.3 材料与方法 |
| 3.3.1 样品处理与测定 |
| 3.3.2 沉积柱年代测定 |
| 3.3.3 沉积物粒度测定 |
| 3.3.4 沉积物总氮(TN)、总磷(TP)和碳氮比(C/N)测定 |
| 3.3.5 沉积物有机质(OM)测定及污染评价 |
| 3.3.6 污染指数计算及评价 |
| 3.3.7 沉积物金属元素含量测定 |
| 3.3.8 沉积物金属元素污染评价和生态风险评估的计算 |
| 3.3.9 土地利用类型分析 |
| 3.3.10 数据统计与分析 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 沉积岩芯柱 |
| 3.4.2 沉积物柱芯高分辨率年代分析 |
| 3.4.3 近百年杞麓湖沉积速率分析 |
| 3.4.4 近百年杞麓湖沉积物粒度变化分析 |
| 3.4.5 地化指标百年变化分析 |
| 3.4.6 近百年杞麓湖氮磷营养物质变化分析 |
| 3.4.7 近百年杞麓湖TOC和LOI_(550)变化分析 |
| 3.4.8 近百年杞麓湖C/N和TN/TP变化分析 |
| 3.4.9 金属元素含量变化 |
| 3.4.10 金属元素含量与沉积物理化性质关系分析 |
| 3.4.11 近百年杞麓湖金属元素污染分析 |
| 3.4.12 金属元素的来源分析 |
| 3.4.13 土地利用历史变化分析 |
| 3.4.14 历史社会经济数据与地化指标相关分析 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 沉积岩芯湖泊水质环境 |
| 3.5.2 沉积岩芯沉积速率的环境意义 |
| 3.5.3 沉积物粒度百年变化的驱动因子 |
| 3.5.4 沉积物地球化学指标百年变化的环境指示意义及驱动因素 |
| 3.5.5 沉积物金属元素历史变化及其成因分析 |
| 3.5.6 沉积物人为来源金属元素历史变化的驱动因素分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 杞麓湖近百年浮游植物演替及其驱动因子分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 研究地概况 |
| 4.3 材料与方法 |
| 4.3.1 沉积物采集及年代测定 |
| 4.3.2 沉积物化石硅藻的提取与分析方法 |
| 4.3.3 沉积物化石硅藻群落结构特征分析方法 |
| 4.3.4 沉积物色素的提取与分析 |
| 4.3.5 数据统计与分析 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 近百年杞麓湖沉积硅藻群落组合特征 |
| 4.4.2 近百年杞麓湖沉积硅藻优势属种的生态习性 |
| 4.4.3 近百年杞麓湖沉积硅藻多样性指数演变过程 |
| 4.4.4 近百年硅藻群落演变的驱动因素分析 |
| 4.4.5 沉积色素重建浮游植物的演变过程及驱动因素分析 |
| 4.5 讨论 |
| 4.5.1 化石硅藻及浮游植物群落结构突变点探讨 |
| 4.5.2 硅藻群落演变及驱动因子分析 |
| 4.5.3 沉积物色素变化及驱动因子分析 |
| 4.6 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1: 杞麓湖浮游植物名录 |
| 附录2: 杞麓湖沉积物化石硅藻植物名录 |
| 附录3: 杞麓湖沉积物化石硅藻优势种版图 |
| 博士期间发表的论文及科研成果 |
| 致谢 |
（3）湖泊底泥环保疏浚决策研究进展与展望（论文提纲范文）
| 1 污染湖泊底泥疏浚的必要性研究 |
| 2 湖泊底泥环保疏浚范围和深度的研究 |
| 2.1 湖泊环保疏浚范围的确定方法 |
| 2.2 湖泊环保疏浚深度的确定方法 |
| 2.2.1 视觉分层法 |
| 2.2.2 拐点法 |
| 2.2.3 背景值法 |
| 2.2.4 标准偏差倍数法 |
| 2.2.5 频率控制法 |
| 2.2.6 生态风险指数法 |
| 2.2.7 分层释放法 |
| 2.2.8 吸附解析法 |
| 3 湖泊底泥环保疏浚工艺选择研究 |
| 3.1 环保疏浚方式的选择 |
| 3.2 基于疏浚中再悬浮和颗粒扩散考虑的疏浚工具的选择 |
| 3.3 绞吸式疏浚船的装备改进和工艺选择 |
| 4 湖泊底泥疏浚可行性分析研究 |
| 4.1 环保疏浚的技术性分析 |
| 4.2 环保疏浚的经济性分析 |
| 4.3 环保疏浚的安全性分析 |
| 4.4 环保疏浚的工程效益分析 |
| 4.5 环保疏浚的工期分析 |
| 4.6 环保疏浚方案的比选 |
| 5 研究展望 |
| 5.1 重视对湖泊疏浚后环境效果的回溯性研究，总结经验教训，建立适合我国发展的环保疏浚决策程序和内涵 |
| 5.2 重视疏浚决策中对悬浮态颗粒物分布和疏浚区底泥异地来源等信息的掌握，不是所有底泥污染的湖泊或湖区都适合采用环保疏浚方式治理内源污染，疏浚并非一劳永逸 |
| 5.3 疏浚深度和范围的确定仍是湖泊环保疏浚决策研究中的理论与技术瓶颈，必须实质性融入生物生态风险理念，遵从客观性评价，引入新技术 |
（4）北亚热带典型森林群落对湿沉降污染物的分配过程与主要影响因素（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 国内外研究现状及评述 |
| 1.2 研究目标与主要研究内容 |
| 1.2.1 关键的科学问题与研究目标 |
| 1.2.2 主要研究内容 |
| 1.2.3 研究技术路线 |
| 2 研究区概况及研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样地选择和调查 |
| 2.2.2 水文过程检测设施布置及样品采集 |
| 2.2.3 森林群落特征调查 |
| 2.2.4 水样采集与测试 |
| 3 研究区域大气降水特征 |
| 3.1 大气降水频次及雨量 |
| 3.2 大气降水的化学特征分析 |
| 3.2.1 pH值动态变化 |
| 3.2.2 氮、磷和硫浓度动态 |
| 3.2.3 氟、氯和盐基阳离子的浓度特征 |
| 3.2.4 重金属离子的浓度特征 |
| 3.3 讨论与结论 |
| 4 3 种森林群落冠层对湿沉降污染物的截留特征 |
| 4.1 林冠层对降水p H的影响及氮、磷和硫的截留特征 |
| 4.1.1 穿透雨和树干茎流p H值和氮、磷、硫的浓度变化动态 |
| 4.1.2 林冠层对氮、磷和硫的截留特征 |
| 4.2 林冠层对氟、氯和盐基阳离子的截留特征 |
| 4.2.1 穿透雨和树干茎流中氟、氯和盐基阳离子浓度变化动态 |
| 4.2.2 林冠层对氟、氯和盐基阳离子截留特征 |
| 4.3 林冠层对重金属离子的截留特征 |
| 4.3.1 穿透雨中重金属离子的浓度变化动态 |
| 4.3.2 林冠层对重金属离子的截留特征 |
| 4.4 讨论与结论 |
| 5 3 种森林群落枯落物层对林内降水水质的影响 |
| 5.1 枯落物层对p H影响和氮、磷、硫的截留特征 |
| 5.1.1 枯透水中p H和氮、磷、硫的浓度变化动态 |
| 5.1.2 枯落物层对氮、磷和硫的截留特征 |
| 5.2 枯落物层对氟、氯和盐基阳离子的截留特征 |
| 5.2.1 枯透水中氟、氯和盐基阳离子的浓度变化动态 |
| 5.2.2 枯落物层对氟、氯和盐基阳离子的截留特征 |
| 5.3 枯落物层对重金属离子的截留特征 |
| 5.3.1 枯透水中重金属离子的浓度变化动态 |
| 5.3.2 枯落物层对重金属离子的截留特征 |
| 5.4 讨论与结论 |
| 6 3 种森林群落土壤层对湿沉降污染物的截留特征 |
| 6.1 地表径流和土壤渗透水的水量特征 |
| 6.2 土壤层对p H的影响和氮、磷、硫截留特征 |
| 6.2.1 地表径流和土壤渗透水中p H和氮磷硫的浓度变化动态 |
| 6.2.2 土壤层对氮、磷和硫的截留特征 |
| 6.3 土壤层地氟、氯和盐基阳离子截留特征 |
| 6.3.1 地表径流和土壤渗透水中氟、氯和盐基阳离子的浓度变化动态 |
| 6.3.2 土壤层对氟、氯和盐基阳离子的截留特征 |
| 6.4 土壤层对重金属离子的截留特征 |
| 6.4.1 地表径流和土壤渗透水中重金属离子的浓度变化动态 |
| 6.4.2 地表径流和土壤渗透水中重金属离子的浓度变化动态 |
| 6.5 小结 |
| 7 3 种典型森林群落对湿沉降污染物的主要影响因素 |
| 7.1 林冠层截留湿沉降能力的影响因素 |
| 7.1.1 降水特征对林冠层降水水质的影响 |
| 7.1.2 冠层结构对冠层降水水质的影响 |
| 7.2 枯落物层对湿沉降污染物的影响因素 |
| 7.2.1 降水特征对枯落物层降水水质的影响 |
| 7.2.2 枯落物持水能力对枯透水水质的影响 |
| 7.3 地表植被及土壤层对湿沉降污染物的影响因素 |
| 7.3.1 降水特征对地表径流水质的影响 |
| 7.3.2 地表植被盖度和土壤性质对地表径流的影响 |
| 7.4 小结 |
| 8 结论与讨论 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 讨论 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在读期间的学术研究 |
| 致谢 |
（5）水源地水库浮游藻类和水质变化特征与影响因素（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 水库水华发生机制及特点 |
| 1.2.1.1 藻类水华发生机理 |
| 1.2.1.2 水库水华的特殊性 |
| 1.2.2 水源地水库的水质威胁 |
| 1.2.2.1 异味物质 |
| 1.2.2.2 悬浮颗粒物 |
| 1.2.3 高频监测技术的应用 |
| 1.3 选题目的和意义 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 新安江水库浮游藻类变化特征及驱动机制 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域及监测点位 |
| 2.1.2 数据收集 |
| 2.1.2.1 BBE藻类数据收集 |
| 2.1.2.2 YSI水质数据收集 |
| 2.1.2.3 营养盐及藻类数据获取 |
| 2.1.3 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 藻类群落结构周年变化 |
| 2.2.2 藻类群落结构垂向分布特征 |
| 2.2.3 藻类群落结构演替特征 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 BBE准确性分析 |
| 2.3.2 藻类群落演替的驱动机制 |
| 2.3.3 极端降雨事件对藻类群落结构的冲击 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 新安江水库颗粒物分布、沉降及水质效应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区域概况 |
| 3.1.2 样品采集与分析 |
| 3.1.3 沉降速率及通量的计算 |
| 3.1.4 气象水文数据获取与处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 降雨量、Turb及 SS的周年变化特征 |
| 3.2.2 水体SS时空差异 |
| 3.2.3 捕获器监测FSS时空差异 |
| 3.2.4 FSS与 SS及 Turb定量关系 |
| 3.2.5 全湖总沉降量估算 |
| 3.2.6 捕获沉降物中营养盐含量特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 入库河道携沙的强降雨效应 |
| 3.3.2 浮游植物对浊度变化的响应 |
| 3.3.3 水体SS浓度在水库中的沿程衰减特征 |
| 3.3.4 新安江水库的库容淤损估算 |
| 3.3.5 颗粒物沉降的营养盐效应 |
| 3.3.6 对水源地水库保护的启示 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 江苏水源地水库中异味物质浓度及影响因素 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 采样水库概况及采样方法 |
| 4.1.2 样品分析及实验方法 |
| 4.1.3 统计方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 水环境背景 |
| 4.2.1.1 理化指标 |
| 4.2.1.2 富营养化指数 |
| 4.2.2 浮游植物 |
| 4.2.3 异味物质 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 浮游植物及异味物质的影响因素 |
| 4.3.2 藻类水华发生风险预测 |
| 4.3.3 藻类水华风险应对措施 |
| 4.3.3.1 控制营养盐的输入 |
| 4.3.3.2 保护流域植被 |
| 4.3.3.3 限制渔业养殖 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论和展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 不足和展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间科研情况 |
（6）灌溉水对农用地土壤重金属污染影响与控制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 农用地灌溉与重金属污染 |
| 1.2.1 农用地灌溉现状 |
| 1.2.2 污灌现状 |
| 1.2.3 再生水灌溉现状 |
| 1.2.4 地表水灌溉现状 |
| 1.3 农灌水质标准 |
| 1.4 河流水质评价方法 |
| 1.5 铁铝土与农用地土壤中镉、砷污染物 |
| 1.6 研究意义与目的 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究目的 |
| 1.7 研究内容与创新点 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 创新点 |
| 1.8 技术路线 |
| 第二章 研究材料与方法 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 水样基本理化性质测定方法 |
| 2.1.2 土壤的基本理化性质测定方法 |
| 2.2 试验试剂与仪器 |
| 2.3 质量保证 |
| 2.4 数据处理 |
| 第三章 灌溉水镉砷调查分析与评价 |
| 3.1 农闲期三种典型灌溉系统水环境调查 |
| 3.1.1 西北江三角洲及各研究区简介 |
| 3.1.2 灌溉系统水环境概况 |
| 3.1.3 样品检测结果与讨论 |
| 3.1.4 水环境质量评价 |
| 3.1.5 小结 |
| 3.2 农忙期灌溉水源重金属含量特征与水质评价 |
| 3.2.1 研究区域概况与采样点布设 |
| 3.2.2 样品检测结果与讨论 |
| 3.2.3 该研究区域灌溉水源水质评价 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 水样有机碳和三维荧光分析 |
| 3.3.1 镉砷含量与有机碳含量及其相关性分析 |
| 3.3.2 三维荧光光谱分析 |
| 第四章 沿江农用地镉砷调查研究 |
| 4.1 农用地年输入总量估算 |
| 4.1.1 农用物资 |
| 4.1.2 大气沉降及沉降物 |
| 4.1.3 灌溉水 |
| 4.2 底泥和周边农用地镉砷检测结果与讨论 |
| 4.2.1 镉砷含量分布 |
| 4.2.2 底泥和菜地镉砷形态特征 |
| 4.2.3 不同组分生物有效性特征 |
| 4.2.4 不同组分的活性状况 |
| 4.2.5 不同组分各形态含量的变异系数 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 模拟含镉砷灌溉水在土壤纵向上的迁移—赋存特征 |
| 5.1 土柱淋滤实验 |
| 5.1.1 时间对迁移的纵向影响 |
| 5.1.2 浓度对迁移的纵向影响 |
| 5.1.3 吸附量和迁移模型 |
| 5.1.4 小结与不足 |
| 5.2 灌溉水对潮滩农用地Cd、As的影响 |
| 5.2.1 研究区域概况与采样点布置 |
| 5.2.2 江水对镉砷分布的影响 |
| 5.2.3 底泥和周边农用地 |
| 5.2.4 小结 |
| 5.3 灌溉水对堤内农用地Cd、As的影响 |
| 5.3.1 江水、蓄水池上覆水Cd、As含量均值 |
| 5.3.2 江水、蓄水池底泥与堤内农用地Cd、As含量分布 |
| 第六章 以Cd为例探究灌溉水中重金属的快速净化 |
| 6.1 净化研究现状与前景 |
| 6.1.1 灌溉水重金属单独人工湿地净化研究 |
| 6.1.2 组合工艺研究 |
| 6.1.3 小结 |
| 6.2 净化基质研究现状和遴选 |
| 6.2.1 灌溉水重金属基质吸附研究 |
| 6.2.2 灌溉水重金属单一基质吸附研究 |
| 6.2.3 灌溉水重金属混合基质吸附研究 |
| 6.3 水稻土的吸附解吸研究 |
| 6.3.1 材料与方法 |
| 6.3.2 等温吸附动力学实验 |
| 6.3.3 等温吸附试验 |
| 6.3.4 S—S_1解吸曲线结果 |
| 6.3.5 模型拟合 |
| 6.3.6 小结 |
| 6.4 基质淋滤、复配研究设计 |
| 6.5 灌溉水净化思路与工艺流程 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参照文献 |
| 攻读硕士学位期间获得科研成果 |
（7）广西苍梧县土地质量地球化学评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 论文选题的目的和意义 |
| 1.2 国外研究现状 |
| 1.3 国内研究现状 |
| 1.4 本文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 完成工作量 |
| 第2章 研究区地质地理概况 |
| 2.1 研究区自然地理与资源 |
| 2.2 研究区地质概况 |
| 2.2.1 地层 |
| 2.2.2 岩浆岩 |
| 2.2.3 构造 |
| 2.3 土壤类型 |
| 2.4 土地利用现状 |
| 2.5 研究区地球化学特征 |
| 第3章 工作方法 |
| 3.1 野外样品采集 |
| 3.1.1 表层土壤样品采集 |
| 3.1.2 大气干湿沉降样品采集 |
| 3.1.3 灌溉水样品采集 |
| 3.1.4 农作物样品采集 |
| 3.2 测试分析 |
| 3.2.1 样品分析配套方案 |
| 3.2.2 样品分析质量监控 |
| 3.3 土地质量地球化学评价方法 |
| 3.4 数据处理和图件编制 |
| 3.4.1 数据处理 |
| 3.4.2 图件编制 |
| 第4章 土壤地球化学特征 |
| 4.1 元素总体特征研究 |
| 4.1.1 植物必需大量营养元素地球化学特征 |
| 4.1.2 植物必需中量营养元素地球化学特征 |
| 4.1.3 植物必需微量营养元素地球化学特征 |
| 4.1.4 土壤健康元素地球化学特征 |
| 4.1.5 土壤重金属元素地球化学特征 |
| 4.1.6 其他元素地球化学特征 |
| 4.2 元素组合特征 |
| 4.2.1 聚类分析 |
| 4.2.2 相关性分析 |
| 第5章 大气干湿沉降、灌溉水地球化学特征 |
| 5.1 大气干湿沉降地球化学特征 |
| 5.1.1 大气干湿沉降总体特征 |
| 5.1.2 大气干湿沉降年通量特征 |
| 5.1.3 大气干湿沉降年通量值对比分析 |
| 5.2 灌溉水地球化学特征 |
| 第6章 农作物地球化学特征 |
| 第7章 土地质量地球化学评价与等级 |
| 7.1 土壤养分元素地球化学等级 |
| 7.1.1 土壤大中量养分元素地球化学等级 |
| 7.1.2 土壤微量养分元素地球化学等级 |
| 7.1.3 土壤健康元素地球化学等级 |
| 7.1.4 土壤养分地球化学综合等级 |
| 7.2 土壤环境元素地球化学等级 |
| 7.2.1 土壤酸碱度等级 |
| 7.2.2 土壤单指标环境地球化学等级 |
| 7.2.3 土壤环境地球化学综合等级 |
| 7.3 土壤质量地球化学综合评价 |
| 7.4 大气干湿沉降物环境地球化学等级 |
| 7.5 灌溉水环境地球化学综合等级 |
| 7.5.1 评价标准及评价方法 |
| 7.5.2 灌溉水地球化学综合等级 |
| 7.6 农作物综合质量等级 |
| 7.7 土地质量地球化学综合等级 |
| 7.8 土地高效利用对策与建议 |
| 7.8.1 富硒土地资源开发区划 |
| 7.8.2 土地利用综合规划与社会经济效益分析 |
| 第8章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 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 |
| 附录 |
（8）基于碳氮稳定同位素的鄱阳湖网箱养殖区沉积物有机质来源研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 研究现状及选题依据 |
| 1.1 网箱养殖及其环境问题 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 网箱养殖对环境的影响研究 |
| 1.2.2 稳定同位素技术及其在养殖业研究中的应用 |
| 1.3 选题依据及研究意义 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 研究区域概况 |
| 2.1 鄱阳湖基本情况 |
| 2.1.1 自然地理 |
| 2.1.2 水文特征 |
| 2.1.3 鄱阳湖养殖业 |
| 2.2 鄱阳湖都昌网箱养殖区概况 |
| 第三章 采样及分析方法 |
| 3.1 样品采集和前处理 |
| 3.1.1 采样站位布设 |
| 3.1.2 水样采集及前处理 |
| 3.1.3 沉积物采集及前处理 |
| 3.1.4 周边土壤采集及前处理 |
| 3.1.5 养殖鱼类、残饵、粪便的收集及前处理 |
| 3.2 分析方法 |
| 3.2.1 水质指标测定 |
| 3.2.2 碳氮同位素测定 |
| 第四章 鄱阳湖网箱养殖区水体环境状况评价 |
| 4.1 研究区水环境因子分析 |
| 4.1.1 研究区水体DO含量分析 |
| 4.1.2 研究区水体pH状况分析 |
| 4.1.3 研究区水体COD_(Mn)含量分析 |
| 4.1.4 研究区水体Chla含量分析 |
| 4.1.5 研究区水体营养盐含量分析 |
| 4.2 研究区水体营养状态分析 |
| 4.3 各月份水体理化因子的相关性分析 |
| 第五章 鄱阳湖网箱养殖区沉积物碳氮同位素特征 |
| 5.1 鄱阳湖都昌网箱养殖区沉积物理化指标分析 |
| 5.2 沉积物中有机碳和有机氮含量特征及相关性 |
| 5.3 沉积物有机质碳氮同位素分布特征 |
| 第六章 鄱阳湖网箱养殖区沉积物有机质来源分析 |
| 6.1 网箱养殖沉积物有机碳氮同位素的关系 |
| 6.2 研究区各端元的碳氮同位素特征 |
| 6.3 沉积物有机质碳的来源分析 |
| 6.4 沉积物有机质氮的来源分析 |
| 第七章 结论与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（9）浮萍塘处理系统污染物去除和温室气体排放特征及其影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 水生生态系统温室气体排放过程及影响因素 |
| 1.2.2 浮萍塘系统及在水环境治理中的应用 |
| 1.2.3 浮萍塘系统温室气体排放 |
| 1.3 研究意义及目的 |
| 1.4 研究内容及技术路线图 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 2 研究材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 实验材料与设备 |
| 2.3 实验设置 |
| 2.4 实验用水 |
| 2.5 野外样品采集方法 |
| 2.5.1 水样 |
| 2.5.2 浮萍样品 |
| 2.5.3 气体 |
| 2.5.4 底泥 |
| 2.5.5 沉降物 |
| 2.6 指标测定方法 |
| 2.6.1 温室气体测定方法 |
| 2.6.2 水质测定方法 |
| 2.6.3 植物测定方法 |
| 2.6.4 底泥的测定方法 |
| 2.6.5 沉降物测定方法 |
| 2.7 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 浮萍自然生长覆盖对氧化塘的综合影响 |
| 3.1.1 浮萍覆盖厚度及其浮萍生长 |
| 3.1.2 对泥水理化特征的影响 |
| 3.1.3 对污染物去除效果的影响 |
| 3.1.4 对温室气体产生及排放时空过程的影响 |
| 3.1.5 小结 |
| 3.2 营养负荷对浮萍塘综合表现的影响 |
| 3.2.1 浮萍生长及营养物质固定 |
| 3.2.2 浮萍塘泥水理化特征 |
| 3.2.3 浮萍塘污染物去除效果 |
| 3.2.4 浮萍塘温室气体产生及排放的时空过程 |
| 3.2.5 小结 |
| 3.3 覆盖密度对浮萍塘综合表现的影响 |
| 3.3.1 浮萍生长及营养物质固定 |
| 3.3.2 浮萍塘泥水理化特征 |
| 3.3.3 浮萍塘污染物去除效果 |
| 3.3.4 浮萍塘温室气体产生及排放的时空过程 |
| 3.3.5 小结 |
| 3.4 水深对浮萍塘温室气体排放过程的影响 |
| 3.4.1 浮萍生长及营养物质固定 |
| 3.4.2 浮萍塘泥水理化特征 |
| 3.4.3 浮萍塘污染物去除效果 |
| 3.4.4 浮萍塘温室气体产生及排放的时空过程 |
| 3.4.5 小结 |
| 4 讨论 |
| 4.1 浮萍塘污染物去除的影响因素分析 |
| 4.1.1 营养负荷 |
| 4.1.2 覆盖密度 |
| 4.1.3 水深 |
| 4.2 浮萍塘室气体排放及全球变暖潜能的影响因素分析 |
| 4.2.1 营养负荷 |
| 4.2.2 覆盖密度 |
| 4.2.3 水深 |
| 4.2.4 温室气体年均排放量及全球变暖潜能 |
| 4.3 浮萍适当覆盖对氧化塘污染物去除及温室气体排放的优劣分析 |
| 4.3.1 浮萍生长及污染物资源化回收 |
| 4.3.2 污染物去除 |
| 4.3.3 温室气体排放 |
| 5 结论和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间完成的科研成果 |
| 致谢 |
（10）天津生态城健康水环境系统构建工程技术研究及应用（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 |
| 1.2.1 水资源优化配置 |
| 1.2.2 水质模拟 |
| 1.2.3 湖泊水动力数值模拟 |
| 1.2.4 水质水量联合调控模型 |
| 1.3 生态城自然条件及水系概况 |
| 1.3.1 地理位置 |
| 1.3.2 水文气象 |
| 1.3.3 水资源分布情况 |
| 1.3.4 水体水系分布情况 |
| 1.4 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 生态城多水源补水与景观水体水量水质监测分析 |
| 2.1 生态城多水源补水水量概况 |
| 2.1.1 再生水 |
| 2.1.2 雨水 |
| 2.1.3 过境水 |
| 2.1.4 淡化海水 |
| 2.2 生态城多水源补水水质监测分析 |
| 2.2.1 试验材料与方法 |
| 2.2.2 再生水水源水质监测 |
| 2.2.3 过境水水质监测 |
| 2.2.4 雨水水质监测分析 |
| 2.3 生态城景观水体水量水质分析 |
| 2.3.1 研究范围 |
| 2.3.2 静湖 |
| 2.3.3 故道河 |
| 2.3.4 惠风溪 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 景观水体多水源补水数学模拟与净化技术研究及工程应用 |
| 3.1 多水源补水水动力-水质耦合模型建立及模拟 |
| 3.1.1 水动力模型 |
| 3.1.2 水质模型 |
| 3.1.3 模型耦合方式 |
| 3.1.4 模型建立及模拟结果 |
| 3.1.5 水质模型建立及模拟结果 |
| 3.2 多水源补水净化技术研究 |
| 3.2.1 一级B出水净化处理中试试验研究 |
| 3.2.2 过境水处理中试试验研究 |
| 3.2.3 普通补水净化处理技术选择 |
| 3.3 工程建设与运行情况 |
| 3.3.1 工程建设情况 |
| 3.3.2 工程运行情况 |
| 3.3.3 工程补水运行策略 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 景观水体循环净化方案模拟分析与工程应用 |
| 4.1 景观水体水动力循环技术研究 |
| 4.1.1 水环境数学模型 |
| 4.1.2 景观水体水动力循环模型构建 |
| 4.1.3 水动力循环联通工况设置 |
| 4.1.4 水动力循环联通方案模拟 |
| 4.1.5 水系水循环方案水质模拟分析 |
| 4.2 故道河旁路人工湿地净化技术研究 |
| 4.2.1 雨水径流处理工程模式 |
| 4.2.2 故道河河水净化工程模式 |
| 4.2.3 人工湿地旁路处理故道河水效果 |
| 4.3 生态护岸技术 |
| 4.3.1 生态护岸技术选择 |
| 4.3.2 生态护岸净化处理库周雨水径流效果 |
| 4.4 工程建设与运行情况 |
| 4.4.1 工程建设情况 |
| 4.4.2 工程运行情况 |
| 4.4.3 景观水体季节性运行模式初步建议 |
| 4.4.4 技术经济分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 天津生态城水环境系统构建工程技术集成 |
| 5.1 水环境系统整体构建工程技术方案 |
| 5.1.1 基本要求 |
| 5.1.2 总体设计 |
| 5.1.3 工程技术集成体系 |
| 5.1.4 水环境系统构建工程建设路径 |
| 5.2 非常规水源补水及其深度处理工程设施建设 |
| 5.2.1 水质适宜性分析 |
| 5.2.2 城镇污水处理厂尾水及微污染过境水深度净化 |
| 5.2.3 雨水景观环境利用工程技术选择 |
| 5.2.4 工程设施建设 |
| 5.3 景观水体污染源控制工程设施建设 |
| 5.3.1 城镇地表径流污染控制 |
| 5.3.2 库周线源污染控制 |
| 5.3.3 工程设施建设 |
| 5.4 景观水体连通与净化工程设施建设 |
| 5.4.1 工程建设基本思路 |
| 5.4.2 水系连通与水动力循环技术 |
| 5.4.3 故道河旁路人工湿地透析净化技术 |
| 5.5 水系统构建与水质保持技术路线选择 |
| 5.5.1 总体技术路线 |
| 5.5.2 景观水体污染源控制工程技术路线 |
| 5.5.3 景观水系连通与水体净化工程技术路线 |
| 5.5.4 景观水环境修复工程技术路线 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论和创新点 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
四、对水环境研究中沉降物处理方法的探讨（论文参考文献）
- [1]微塑料在西北典型地区不同环境介质中的污染特征及其来源分析[D]. 毛若帆. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [2]湖泊浮游植物演替历史与流域人类活动的关系分析 ——以杞麓湖为例[D]. 杨鸿雁. 华中师范大学, 2020(02)
- [3]湖泊底泥环保疏浚决策研究进展与展望[J]. 范成新,钟继承,张路,刘成,申秋实. 湖泊科学, 2020(05)
- [4]北亚热带典型森林群落对湿沉降污染物的分配过程与主要影响因素[D]. 康希睿. 中国林业科学研究院, 2020(01)
- [5]水源地水库浮游藻类和水质变化特征与影响因素[D]. 史鹏程. 安徽师范大学, 2020(01)
- [6]灌溉水对农用地土壤重金属污染影响与控制的研究[D]. 任杰. 兰州交通大学, 2020(01)
- [7]广西苍梧县土地质量地球化学评价[D]. 陈绍强. 桂林理工大学, 2020(01)
- [8]基于碳氮稳定同位素的鄱阳湖网箱养殖区沉积物有机质来源研究[D]. 刘景景. 南昌大学, 2019
- [9]浮萍塘处理系统污染物去除和温室气体排放特征及其影响因素研究[D]. 土琦. 云南大学, 2019(03)
- [10]天津生态城健康水环境系统构建工程技术研究及应用[D]. 刘振江. 天津大学, 2019