一、沉积物CODcr的测定（论文文献综述）
梁旭[1]（2021）在《岱海COD时空分布特征及来源解析》文中进行了进一步梳理近年来,岱海作为我国北方重要生态屏障的功能持续减弱,湖面面积急剧萎缩,盐碱化程度不断加剧,CODCr、CODMn等水质指标始终居高不下,水生态系统被严重破坏。本文以岱海1983—2019年的水质因子历史数据为基础,围绕2019—2020年的水环境现状,聚焦岱海水质超标的重要指标—COD时空分布变化,基于紫外—可见光谱（UV-Vis）、傅里叶变换红外光谱（FT-IR）、三维荧光光谱（3D-EEMs）等表征技术对湖泊水环境中DOM的来源进行识别,以期全面掌握岱海及流域水体有机物的时空变化规律、来源和特性,进而揭示干旱—半干旱区天然湖泊的有机污染时空分布格局,科学评价其有机污染特征。主要研究结果如下:（1）岱海湖区水质指标展现出一定的时空差异,CODCr的浓度在86.78～426.66 mg/L变化,整体上呈现夏季>秋季>冬季>春季的变化规律;CODMn的浓度在3.45～17.66 mg/L变化,整体上呈现夏季>春季>冬季>秋季的变化规律。湖区呈现南部水域和北部水域沿岸高于湖心,东部水域和西部水域沿岸低于湖心的污染特征。（2）7条入湖河流,CODCr整体上处于地表水环境质量标准Ⅴ类水平,CO DMn处于Ⅳ类水平,其中来水质量最差的为苜花河和大庙西沟,CODCr、CODMn和TP浓度均处于劣Ⅴ类水平,TN浓度除三道河为1.76 mg/L,处于Ⅲ类水之外,其余均处于劣Ⅴ类水平,DOC平均浓度为16.66 mg/L,高值出现在苜花河为24.56 mg/L,低值出现在天成河为11.52 mg/L。（3）岱海水体中含有较多的蛋白类物质、脂肪类化合物质、芳香族不饱和物质、多糖类物质等,DOM主要含有的官能团为C=O、C—H、N—H、C—O。西部水域有机物质组分较多,成分复杂,接收了大量的城市面源污染的污水;南部水域有机物成分复杂、结构稳定、难降解的物质较多,接纳了城镇居民生活污水、第三产业污染源以及污水处理厂的尾水;北部水域的污染成分种类相对单一,但化学键稳定,多为难降解的有机物;东部水体有机物组分结构稳定,易在水中富集,难降解。（4）岱海DOM组分主要有C1（类络氨酸）、C2（类色氨酸）、C3（类富里酸）、C4（可溶性微生物代谢产物）和C5（类腐殖酸类）,其中难降解的富里酸和腐殖酸含量较多,春季水体中类腐殖类含量高,水体受外源影响较大;夏季类色氨酸和可溶性微生物代谢产物含量较高,水体受外源和内源影响同样显着;秋季类蛋白的色氨酸、类腐殖质的富里酸和溶解性微生物副产物含量较高,高值主要分布在岱海的北部,受人为因素影响较多的区域;冬季水体中富里酸和腐殖质含量较高,高值与人类聚集地靠近。
李安定[2]（2021）在《海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响》文中进行了进一步梳理人类活动使一些流速较缓的城市河道接纳了较多污水,导致河道水体频繁暴发水华,而藻类在生长和死亡过程中将释放大量的溶解性有机质（DOM）,对水环境理化性质产生影响,进而影响水体中的重金属等污染物浓度。目前,对水华暴发的研究主要针对湖库以及近岸海域等营养盐汇集区域,而对营养盐迁移转化的通道-河流水华暴发的研究相对较少。本研究以北方典型缓滞流型河道-海河干流为研究对象,通过野外调查、模型模拟以及室内试验,研究河道水华暴发特征及其对水体中DOM和重金属生物有效性的影响,以期为有效预防和控制缓滞流型河道水华暴发提供新的理论和技术支持。近年来采样监测发现,海河干流水质主要污染因子为TP、CODCr和NH3-N,处于中度富营养化水平,水华暴发主要集中在7-9月。采用Tucker3模型和回归分析可知,TN浓度、TP浓度、N/P值与Chla浓度均符合三次多项式非线性函数关系。当N/P值<10时,随着N/P值增加,藻类生物量增加,藻类生长属于N限制;当N/P值>40时,随着N/P值增加,藻类生物量呈现减少或稳定的变化趋势,此时藻类生长属于P限制。由于海河干流受沿岸氮输入的影响,水华暴发期间水体中NH3-N和NO3--N 比例变化不显着,而Org-N浓度呈现显着的上升趋势。根据NO3--N的δ15N和δ18O比例变化可知,由于海河干流水体中NH3-N的来源补充较为充足,藻类优先利用水体中的NH3-N来合成自身物质,将其转变为Org-N和少量的NO3--N释放到水体中,而通过微生物硝化作用转化NH3-N成为NO3--N的作用效果不明显。水华暴发后,水体中DOM含量从26.47mg/L增加到38.20mg/L,C/N值从18.51降低到6.39,N/P值从5.69增加到20.10。DOM的成分由较为复杂的多种陆源转变为相对单一的藻类内源,进而影响了水体中污染物的生物有效性,导致水体中重金属Cu和Zn的生物有效性降低。随着水华的暴发,水体中Cu和Zn对大型溞的半致死浓度逐渐升高,水体中Cu的基准最大浓度和基准连续浓度都呈显着增加趋势,约为暴发前的3倍。
王林芳[3]（2021）在《汾河流域典型抗生素污染特征及归趋研究》文中认为由于抗生素具有较好的临床治疗效果,并可促进机体生长,使得其广泛应用于医疗、畜禽养殖以及水产养殖等领域。但过量的使用会导致抗生素母体及其代谢产物通过生活污水、生产废水等途径最终汇入流域。由于抗生素具有高水溶性、难降解性,使得其能够残留于流域中并长期积累,流域成为抗生素的最终归宿。流域中的抗生素能够对水中微生物群落及水生生物造成危害,提高病菌的耐药性,并最终对生态、人体健康带来较高的风险。本研究以汾河流域为研究区域,选取23个断面,分别在丰水期、枯水期检测分析了5大类26种抗生素的含量,研究了其分布、分配、归趋及季节性差异,定量解析了污染源时空特征,评估了生态风险并揭示了风险来源,主要研究结论如下:抗生素在汾河流域水体和沉积物中均表现为枯水期含量高于丰水期,丰水期水体中共检出21种抗生素,检出总量浓度范围为114-1106ng/L,沉积物中检出15种,含量范围为25.1-73.2μg/kg;枯水期水体中检出25种,浓度范围130-1615ng/L,沉积物中检出17种,含量范围为121-426μg/kg。丰枯两期水体中主要存在类别均为磺胺类,而沉积物中则不同,丰水期以磺胺类为主,枯水期则为氯霉素类占比最高。空间分布上,地表水中的抗生素在丰枯两期没有差异,均为中游区域较高,而沉积物中的抗生素却在丰水期表现为下游区域含量较高,枯水期则为中游较高。就分配系数（Kp）而言,丰水期Kp范围为15.9-16687L/kg,枯水期为17.4-16106L/kg。受气候、水利条件等的影响,Kp在空间分布上差异很大,丰水期部分抗生素的Kp在中游区域偏低,下游反而偏高,而在枯水期却与之相反。通过计算水相-悬浮相-沉积相的分配系数,结果表明抗生素在流域中基本迁移途径是进入水体后通过悬浮物进入沉积物,这种迁移趋势存在季节差异,枯水期相对较弱。通过相关性分析发现Kp与水温、水利条件、水体中营养物质含量、沉积物p H以及沉积物粒径分布等存在着显着相关性,可以以此为基础建立Kp精准的预测模型。基于正矩阵因式分解（PMF）模型的源解析结果表明,汾河流域中抗生素主要来自畜禽养殖、水产养殖、污水处理厂、生活污水和医药废水,此外,丰水期农田排水也是主要的污染源之一。丰水期抗生素主要来自医药废水,占比高达40.2%,而枯水期主要来自水产养殖,占比33.0%。从空间上来讲,上游区域丰水期和枯水期均以医药废水为主,而中下游区域来源则较为复杂,丰水期主要为污水处理厂、医药废水以及水产养殖,枯水期则主要为水产养殖、生活污水和医疗废水。支流中抗生素的来源各不相同,其中杨兴河主要来自畜禽养殖和水产养殖,太榆退水渠则主要来自生活污水。基于评估因子（AF）法的生态风险评估结果表明,在丰水期、枯水期汾河流域抗生素均达到中风险级别。就具体的抗生素物质而言,丰枯两期中磺胺甲恶唑和罗红霉素可以达到高风险级别,而5种喹诺酮类物质均达到了中风险级别。此外,丰水期的四环素和枯水期的磺胺嘧啶、甲砜霉素、克拉霉素等也达到了中风险级别。在空间分布上,干流上游区域在丰、枯两期均为低风险,而干流中下游及支流区域,丰枯两期有所差异。在枯水期,杨兴河为高风险区域,其它区域均为中风险。在丰水期,78%的区域为中风险区,但没有高风险区。从风险来源的角度来讲,总体而言丰枯两期均不存在抗生素高风险源,在丰水期医药废水为中风险源,枯水期水产养殖和生活污水为中风险源。基于对汾河流域水生生物调查并采用物种敏感性分布（SSD）方法得到的抗生素基准值整体偏高,比基于AF法确定的基准值高出1-2个数量级。相比AF法,SSD法考虑了当地的水生生物且综合了多个营养层次的物种,并选择保护95%的物种,其基准值的获取过程更具有科学性、整体性。以此为基准进行的风险评估结果表明,仅丰水期的诺氟沙星和枯水期甲氧苄啶达到低风险级别,其它物质在丰枯两期均未达到风险级别。在空间分布上,丰枯两期均有52%的区域为低风险级别,主要集中在杨兴河、太榆退水渠支流以及中游祁县下游的区域。综上,本研究通过对汾河流域水体和沉积物中的抗生素含量进行分析,发现汾河流域抗生素污染处于中等偏高的水平,主要分布在干流中下游区域以及杨兴河、太榆退水渠等支流,其中磺胺甲恶唑和罗红霉素为主要的风险物质,水产养殖、畜禽养殖以及生活污水为主要的风险来源。研究结果可以为汾河流域抗生素管理提供技术支撑。
校康[4]（2021）在《再生水补给型景观湖生态环境质量及健康评价》文中指出为更加全面地评价再生水补给对景观湖生态环境质量和生态健康的影响,本研究以陕西省重点研发计划项目为依托,以再生水补给型景观湖-西安湖为研究对象,综合利用野外调查、监测分析和综合评价的方法,分析景观湖水体和沉积物理化性质、水生生物指标的空间变化规律,评价再生水补给型景观湖泊的生态环境质量,构建再生水补给型湖泊的健康评价指标体系,综合研究再生水补给型景观湖泊的生态系统健康状况,主要结论如下:1、再生水补给型景观湖（西安湖）与地下渗水补给型景观湖（紫薇湖）水体理化指标、营养盐指标存在显着差异,重金属含量差异不大。水质差异主要表现为西安湖水温、浊度、溶解氧、COD、p H分别高于紫薇湖1℃、1.7NTU、0.3mg/L、4.1mg/L和0.2;电导率、氧化还原电位、碱度分别低于紫薇湖238.3μs/cm、13.4mv和159.26 mg/L。两湖营养盐差异主要表现在氨氮含量上,西安湖氨氮含量为0.34 mg/L,紫薇湖氨氮含量为0.54 mg/L;综合营养状况指数（TLI）均小于30,处于贫营养状况。2、西安湖、紫薇湖沉积物矿物组成、重金属分布情况差异不大,这与研究区处于黄土高原地区,且西安湖、紫薇湖均由沙坑改造的背景有关,两湖理化性质差异主要体现在p H、TOC、粒径等方面,西安湖沉积物p H较紫薇湖高0.6,黏土矿物含量较紫薇湖高7.43%,TOC较紫薇湖低0.038%,粉砂较紫薇湖低9.52%。以潜在生态风险评估法和地积累指数法评价西安湖、紫薇湖重金属的污染水平,两湖重金属均属于重污染水平,以进水口（2#）和出水口（5#）污染最为严重,Hg是造成潜在生态风险的主要元素,贡献率达99.36%。3、西安湖共鉴定浮游植物6门71种,浮游动物4门22种;紫薇湖鉴定浮游植物6门55种,浮游动物4门16种,西安湖浮游生物多样性较紫薇湖高。除4#采样点外,西安湖其余采样点浮游生物的种属、密度、生物量、生物多样性均高于进水口（2#）,这表明再生水补给后,西安湖水质进一步得到改善,浮游生物多样性变高。水体中TN（32.8%）作为营养物质对浮游植物群落影响最大,COD（50.4%）对浮游动物群落影响最大。4、在上述研究基础上,结合西安湖、紫薇湖实际情况,建立两湖在水质、生物、物理和社会服务四个方面的准则层和11项指标层的相对完整、可操作的河湖评价体系。根据监测数据对西安湖、紫薇湖生态健康进行综合评价得到,两个景观湖均处于健康状况,这表明,两湖自建立以来,群落结构与自然生境变化较小,生态功能完善;再生水补给对景观湖泊生态系统影响不大,可大力推广应用。
司韦,于江华,解丽媛[5]（2021）在《雨水管道沉积物粒径分布与污染特征研究》文中研究表明雨水管网沉积物污染是受纳水体水质反弹的重要原因,为研究雨水管网沉积物污染特征及其对水体污染的影响,对常州市武进区的部分雨水检查井连接雨水管道内中的沉积物的粒径、总氮（TN）、总磷（TP）、化学需氧量（CODG）和挥发性固体（VS）进行分析。研究结果表明:TP,TN质量分数随粒径增大反而降低;CODCr质量分数均值为80.0 mg/g,VS质量分数均值为177.0 mg/g。在230～500μm的粒径范围内,沉积物对环境中TN,TP,CODCr与VS的污染贡献较高,占全粒径污染贡献的40%～60%。故对大粒径沉积物进行总量控制有助于缓解受纳水体内的污染情况。
李丹[6]（2020）在《流域多塘湿地氮磷截留影响因素及工程效率评估》文中研究指明面源污染已成为我国湖泊流域入湖污染的重要来源,严重影响水生态环境的健康和饮用水安全。洱海流域首次尝试性将大规模集成化多塘湿地应用于面源污染治理,旨在截蓄流域内面源污水,削减入湖污染负荷。本研究全面分析多塘湿地截蓄面源污染特点,识别污染物净化性能的影响因子,揭示工艺参数对微生物群落分布的响应机制,构建基于工艺参数强化净化性能的区间分析模型和面源污染截留评估模型,优化流域多塘湿地工艺参数及空间布局。主要结果如下:（1）全面分析洱海流域集成化多塘湿地对面源污染的截蓄特点。进水污染物浓度呈高氮低磷低碳,与当地农业为主的产业结构及农家肥为主的施肥现状有关。多塘湿地进水量、流域蒸发量和降雨量的分布特点,形成多塘湿地的不同水期:丰水期（7～10月）、平水期（11～12月和5～6月）和枯水期（1～4月）,造成特征工艺参数如水力负荷率（HLR）、污染物负荷率（MLR）、水力停留时间（HRT）和水深的季节性分布。丰水期降雨集中,面源污水截蓄量大,多塘湿地高水位运行;枯水期和平水期蒸发量大于降雨量,水位显着下降。净化后的中水便于农村农业就近用水,可实现多塘湿地的节水减污、水资源调配及污水回用。（2）识别多塘湿地净化性能特征,追溯工艺参数对污染物截留贡献,科学分类和管理多塘湿地。多塘湿地污染物净化性能良好,丰水期单位面积TN和TP去除量（660.8 mg/m2/天和47.9 mg/m2/天）高于平水期（305.7 mg/m2/天和22.2mg/m2/天）和枯水期（221.0 mg/m2/天和12.5 mg/m2/天）。进水条件（MLR和HLR）、温度、HRT和水深显着影响污染物净化性能,其中进水条件是净化性能的主控因子。基于水深和工艺特点将多塘湿地分成4类:浅水表流湿地（水深<0.8 m）蓄水量小,净化性能佳;中水深表流湿地（水深=0.8～1.5 m）蓄水量和净化性能均一般;深水塘湿地（水深>1.5 m）蓄水量最佳,净化性能差;生态浮床湿地（水深>1.5 m）蓄水量和净水性能优越。（3）结合微生物高通量测序手段,揭示3种类型多塘湿地组合工艺、参数对微生物群落分布的影响。白塔、和乐和小邑多塘湿地脱氮除磷功能菌属丰度比分别为1.75%～6.95%、1.81%～7.77%和3.68%～24.60%,其中白塔多塘湿地的优势菌属种类最少,小邑多塘湿地优势菌属种类最多,组合工艺（塘—表流湿地—塘—浮床湿地—塘）促进微生物功能群落的生长富集。相关性分析结果证实进水污染物浓度越高,水力停留时间越大,越有利于优势菌属和功能菌属的生长富集。（4）构建基于调控工艺参数强化净化性能的区间分析模型和面源污染截留评估模型,优化多塘湿地工艺参数及空间布局。区间分析模型量化了进水条件参数的运行区间:MLR（TN）为5000～7500 mg/m2/天,MLR（TP）为200～400mg/m2/天,HLR为0.3～0.6 m3/m2/天。面源污染截留评估模型定量估算多塘湿地对面源污染TN和TP的截留贡献率分别为2.14%和2.67%。水量小、污染重、人口多的区域可匹配浅水表流湿地,水量大、污染重、人口少的区域可匹配生态浮床湿地。合理选址、增加多塘湿地数量面积及优化空间布局可增强多塘湿地对面源污染的截留。因此,流域多塘湿地的提效设计和合理空间布局还需兼顾当地的土地资源禀赋、污染源结构、农村农业用水资源分配等多种因素。综上,本研究全面评估了集成化多塘湿地在流域面源污染控制中的工程效率,为多塘湿地“调、蓄、节、用、净”多重功能的提效应用及其在湖泊流域面源污染治理中的科学管理提供了决策依据。
杨文焕[7]（2020）在《寒区城市湖泊水质季节变化特征与菌藻群落特征响应关系研究》文中提出内蒙古湖区是中国寒区典型的代表湖区,地域特征明显,在维持寒区的生态环境平衡上发挥着巨大作用。南海湖是黄河湿地包头段的重要组成部分,紧邻城市边缘,兼具寒区湖泊和城市湖泊的双重特点,湖泊历年都要经历较长的冰封时期,在冻融这个变化过程中,水环境的变化必然使敏感的微生物及其群落结构发生变化。在寒区关于城市周边湖区的冻融特征及生境变化演替规律的研究较少,因此极具研究价值。本论文从生态学角度出发,以富营养化湖泊为研究对象,基于寒区湖泊季节变化明显的特点,分析其水环境变化特征,借助高通量测序技术和生态位分析手段,认识寒区湖泊的微生物种群结构和演替规律,查明它们自身与环境因子的联系机制,归演寒区湖泊特有的微生物生态环境特征。主要研究结论如下:（1）南海湖水质年际变化趋势相似,各功能区污染程度为旅游开发区>水草区>进水口区>湖心岛区,湖区整体富营养化较为严重。冰封时期冰体中污染物析出后沉降到水体,使得冬季湖泊污染物含量整体偏高。温度作为湖泊冻融过程下的关键水质因子与DO呈现出显着正相关,与EC、SAL、TDS明显正相关性,NH3-N对TN含量的影响最为直接。（2）同位素示踪显示,不同功能区受到的有机质污染来源不同,与湖泊水质变化有一定的相关性。进水口区悬浮物有机质δ13C、δ15N值与其他区域有显着差异,表现出不同于湖泊自身同位素信号的特征,表明黄河补水为该区域带来了较多的外源有机质并产生了显着影响,这与水中营养盐变化受黄河补水影响一致。湖心岛区浮游植物密度最大,δ13C值偏负体现了浮游植物的生物选择性吸收效应。旅游开发区受人类活动影响污染源较多,导致该区域δ15N最高,该区域水体中TN、NH3-N也相对较高。表层沉积物δ13C、δ15N、TOC和TN含量最高值均出现于该区,这与湖心岛的污水排放和水生植物矿化分解有关,该区域附近具有更高的初级生产力,有机质来源较复杂降解程度较低。冰封期悬浮有机质贡献最多的端元为内源水生藻类,表层沉积物有机质主要贡献来源为土壤有机质（SOM-C3与SOM-C4）。（3）由于湖水经历冻融这一变化过程,南海湖细菌群落结构随季节变化情况较大,冬季的细菌多样性低于其他季节,优势种集中在放线菌门、变形菌门、蓝细菌门和拟杆菌门等。湖泊在冻融过程下整体优势物种从门水平来看没有明显的演替规律,仍以变形菌门为主。浮游植物总种类数的时间变化特点为夏季>春季>秋季>冬季,绿藻门是南海湖浮游植物种类的最优势类群,蓝藻门和硅藻门种类数紧随其后。水华束丝藻、微小平裂藻及四尾栅藻都是四季共有优势种,且它们在全年的密度分布较为均匀,水华束丝藻全年的生态位较宽,其出现的频率较高。秋季生态位重叠高的种对最多,冬季最少。不同时期各优势种的生态位宽度和生态位重叠不尽相同,各物种对环境因子的适应能力存在差异。（4）因各季节水环境及沉积物污染水平均有不同,在不同季节,影响细菌生长的环境因子有所差异。冰封期时,DO、pH、CODCr是影响水体细菌生存的主要因素,湖泊水体中能够成为优势菌属的微生物大多都表现出与三者较强的正相关关系,与TN则为负相关关系。冻融过程下,TN、NH3-N凸显为影响水体细菌优势菌种的环境因子,这一现象说明温度上升,细菌和浮游植物的数量和丰度都开始增加,在碳源不发生变化的情况下,TN、NH3-N成为生长限制因子。沉积物污染因子受湖泊水体质量长期影响,TN、NH3-N、TOC是影响沉积物中微生物群落的主要环境因子。由冬季到春季的演变,影响浮游植物密度的主要环境因子由pH、DO取代了 T、CODCr的主体地位成为关键因子,说明藻类细胞的分裂速度以及单位叶绿素的生产力受水温影响较大。寒区湖泊细菌与浮游植物种群结构随季节变化明显,同时受气候条件和人为因素影响较大,营养盐、温度、DO和外源性TN的输入成为其主要影响因素。湖泊冰盖的形成与消融使得微生物在属（种）水平的此消彼长必然会导致湖泊水生态系统的相应变化,聚焦冻融过程下微生物群体变化规律,可为寒区湖泊富营养化治理、湖区生态微环境改善提供新的科学思路。
聂竹青[8]（2020）在《龙宝河回水区水体自净特征及水环境容量研究》文中提出重庆市万州区地处三峡库区回水中端,龙宝河作为万州典型次级支流,河道末端接连长江,是万州区的重要水体,也是长江水体的重要组成部分。由于城镇化经济发展迅速,龙宝河长久失修,河道水体污染严重,经过黑臭水体整治后,稍有好转,还需进行长期的水污染防治,改善水质,确保长江水源水质。客观评价龙宝河水环境现状,全面普查流域污染源及污染负荷,针对回水区独特的水文水质变化,进行水体自净特征分析和水环境容量研究对三峡库区水源保护、城市水生态防治工作具有重要意义。本文以龙宝河为研究对象,根据流域现有资料及长期监测降雨、水文、水质等资料,分析得出了龙宝河回水区的水文、水质的时空分布特征及河道污染物因子;采用室内模拟试验装置,研究了自然静置、扰动（强度为50～500r/min）,曝气（溶解氧为2～8mg/L）等三种模式下的水体自净特征,分析了不同模式条件下的主要污染物因子的自净特征及其降解系数;采用实测和理论相结合的方法计算了现状入河污染物负荷,并对传统一维水环境容量模型进行优化,得出适用于研究区域的水环境容量计算模型,对比计算所得水环境容量与污染负荷现状,提出相应的污染物削减对策。主要得出以下结论:（1）龙宝河回水区存在明显的水文水质时空变化特征,水文特征主要体现在水位的周期性变化;水质主要是空间位置上随水流方向呈现出先平缓波动后上升到峰值然后再呈现波动趋势,非回水区污染物浓度处于低水平、平稳的小型波动,于回水区上升到高水平、较大的波动,多在宝石桥、棚户区达到两个峰值;在时间变化上TN、NH3-N浓度在1～12月呈现出“U”型变化,TP、COD浓度呈现相对平缓的锯齿状波动。（2）室内模拟试验发现,植物、底泥均对于水体的污染降解均有较大的强化作用,植物相比底泥对水体中的氮素降解能力更强,底泥对于水体的磷、有机质的降解能力强,且底泥对于水体有较强的抗冲击负荷能力。静置组中水体综合自净能力最好的是有植物有底泥的装置,植物生长活性较好的条件下装置的降解主要发生在前期,TN、TP、COD在前6天内各污染物的解率分别达到了52.9%、81.1%、52.94%。（3）扰动和曝气均能在一定程度上加强水体的自净能力。扰动对水体的溶解氧有小幅度的影响,基本随强度增大而增大,但增幅不大,因而扰动作用主要体现在对水体的混合均匀,有利于污染物的物理扩散和稀释作用,也在一定程度上加强了微生物与水体污染物的接触。曝气由于受曝气位置、时间、强度等影响对水体也有一定的扰动,但主要影响体现在水体溶解氧的改变上,大多数污染物质降解依靠微生物的生化反应过程,而溶解氧环境则直接限制了微生物的生化条件,进而影响污染物降解。（4）龙宝河水体污染物负荷主要以面源为主,而面源负荷主要以雨水径流污染负荷为主,污染因子负荷量以COD、TN为主;据计算所得的COD、TN、TP、NH3-N污染负荷分别为1180.01 t/a、58.36 t/a、8.79 t/a、45.35 t/a;通过对水环境容量模型基于不均匀系数和水质达标率的参数改进,得出适用于龙宝河流域的水环境容量计算方法,改进后计算出的COD、TN、TP、NH3-N水环境容量分别为496.61t/a、9.93t/a、2.64t/a、19.67t/a;流域内污染负荷远超水环境容量,COD、TN、TP、NH3-N分别需要削减59.99%、83.84%、71.41%、58.79%,才能达到相关环境容量要求。
陈瑞[9]（2020）在《应用于钢铁件表面的中低温弱碱性无磷除油粉的研制》文中研究表明随着“中国制造2025”的不断推进,高端钢铁行业对加工工艺和清洁生产要求越来越高,在金属表面处理行业,待加工钢铁件表面需要绝对的清洁度,通常含磷除油剂可达到相应要求,但含磷废水处理难度较大,排入环境中易造成水体富营养化,导致水体污染,而无磷除油剂的除油效果很难与前者媲美。本文以保护环境,清洁生产,从源头上控制磷流入环境为目的,研制一种应用于钢铁件表面的无磷除油粉,并与现行市售的无磷除油粉和含磷除油粉进行对比测试,保证其除油效果,能耗控制等方面能够达到含磷除油粉的效果甚至优于后者。本文对17种表面活性剂进行各类性能指标的测定,筛选出3种表面活性剂OXO1306、JFC-2G和LAS-90,通过单因素优选实验和正交实验确定了 3种表面活性剂的最佳工作浓度,分别为2 g/L、4g/L和6g/L,通过测定其Zeta电位验证这3种表面活性剂之间具有良好的协同增效作用。对14种无磷助洗剂进行各类性能指标的测定,筛选出3种无磷助洗剂ISS、NaGL和MGDA,通过单因素优选实验和正交实验确定了3种无磷助洗剂的最佳工作浓度,分别为5 g/L、3 g/L和6.5 g/L,通过测定其Zeta电位验证该无磷助洗剂配方可进一步提高各物质间的协同增效作用。本除油粉的碱性物质为Na2CO3,无需添加强碱,需要的填充料为Na2SO4,防止除油粉结块。通过单因素优选实验,确定了最佳除油工艺参数（除油温度:46～50℃,除油时间:8 min浸渍除油+1 min静水漂洗）。将本除油粉对钢铁件进行除油,并对本除油粉各个理化性能、漂洗性能和工艺能耗进行测试,对除油后的钢铁片进行镀镍,并进行SEM和光泽度测试。结果表明,本除油粉CODCr为8205.2 mg/L,不含磷化合物,与现行市售的大多数的组成不同的是,无需添加NaOH,可确保使用时无碱雾产生,环保性好,除油溶液配比浓度较低（5.3%）,即添加成本较低,除油温度符合中低温要求,并且所需除油时间较短,即除油速度较快,这些特点可降低生产过程中的物料添加成本与能源消耗,使用本除油粉及其工艺符合清洁生产要求。性能优良,除油率可达99.92%,对油污可以起到较强的非乳化剥离作用,因此单位体积除油溶液可清洗的钢铁件数量较多,保证除油粉有较长的使用寿命,降低除油用水量和使用成本。本除油粉清洗过的钢铁件,经过适当的加工后可得到致密、平整,颗粒均匀度好的镀镍膜层,且镀膜光泽度较高（3245.GU）,即清洗过的钢铁件具有良好的表面性能。
云晋[10]（2020）在《望虞河西岸过水性湖荡群水生态系统健康评价研究》文中提出为改善太湖流域水质持续恶化的现状,自2002年起实施“引江济太”调水工程,工程的实施可缩短换水周期,增加太湖水环境承载能力,保障太湖流域供水安全。望虞河是目前“引江济太”调水工程的唯一通道,其西岸区域工业企业密集,入湖支流较多且污染负荷高,尤其是氮磷污染严重。在湖泊（湖荡）富营养化日益严重的情况下,对其进行水生态健康状况评估十分必要。本研究以望虞河西岸湖荡群为研究对象,调查研究区水质、水生态、沉积物、社会经济等项目类别,于2018年11月～2019年7月进行数据收集和现场采样监测分析,并分别对获得的数据进行特征分析。通过构建结构方程模型对望虞河西岸湖荡健康进行评价,并对指标体系和评价方法的适宜性进行验证。对评估结果进行合理性分析,划分不同区域水生态系统健康等级,确定影响湖泊水生态系统健康的关键指标,对研究区域湖荡群的生态系统健康状况进行阐述说明,并对湖荡群现存的问题提出合理建议。主要研究结果如下:（1）水质指标中TN浓度较高,呈冬季高夏季低的趋势。水温与透明度、TN浓度等环境因子均存在显着相关关系,而水温的变化与季节演替有关,说明望虞河西岸湖荡群水质受季节影响明显。沉积物N、P营养盐负荷普遍较高,受到明显的氮磷营养盐污染,沉积物综合污染指数均值为2.47,属于重度污染。（2）调查期间,望虞河西岸湖荡群共鉴定出有浮游植物8门68属152种。生物多样性分析结果显示,望虞河西岸湖荡群浮游植物群落基本处于中污染状态。底栖动物、鱼类呈现种类数较少,生物多样性偏低的特点。（3）根据望虞河西岸湖荡群水质及水生生物变化的特点,对望虞河西岸湖荡群生态系统进行健康评价。构建结构方程模型,最终确定参与生态系统健康评价的指标为水质TN、TP、NH4+-N、p H、CODcr、浮游植物总生物量、Chla、浮游动物多样性指数、水生植物多样性指数、底栖动物多样性指数、沉积物总氮、总磷、人均GDP、工业生产总值、人口密度共计15项指标。（4）结构方程模型的路径系数表明水质因子为影响望虞河西岸湖荡群生态系统健康的主要因子。评价结果整体上可以反映出望虞河西岸湖荡群生态系统健康状况。有57.8%断面属于不健康状态或病态,作为引江济太工程水质保障的重要节点,湖荡群的水生态系统亟需恢复。
二、沉积物CODcr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、沉积物CODcr的测定（论文提纲范文）
（1）岱海COD时空分布特征及来源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景与研究意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 COD(化学需氧量)的概述 |
| 1.2.2 COD紫外表征识别研究进展 |
| 1.2.3 COD红外表征识别研究进展 |
| 1.2.4 COD荧光表征识别研究进展 |
| 1.3 研究目的与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 课题来源 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气象水文 |
| 2.1.3 土地利用类型 |
| 2.1.4 社会经济概况 |
| 2.1.5 污染源情况统计 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.1 样品的采集 |
| 2.2.2 野外实测数据 |
| 2.2.3 室内理化指标测定 |
| 2.2.4 室内光谱测定 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 湖库水质指数法 |
| 2.3.2 荧光区域积分法(FRI) |
| 2.3.3 荧光指数(FI、BIX、HIX) |
| 2.3.4 绘图与数据处理 |
| 第三章 岱海COD时空分布特征 |
| 3.1 岱海历史水质变化特征 |
| 3.2 岱海水环境现状特征 |
| 3.3 岱海入湖河流水质特征 |
| 3.4 岱海湖区COD季节变化分析 |
| 3.5 岱海湖区COD空间分布规律 |
| 3.6 岱海湖区水质指数变化特征 |
| 第四章 岱海COD光学结构特征及来源解析 |
| 4.1 紫外—吸收光谱特征分析 |
| 4.1.1 岱海COD组分季节性特征分析 |
| 4.1.2 岱海湖区COD组分空间分布特征分析 |
| 4.1.3 岱海DOM的紫外光谱指数影响因素分析 |
| 4.2 红外—光谱特征分析 |
| 4.2.1 岱海COD组分季节性特征分析 |
| 4.2.2 岱海湖区COD组分空间性特征分析 |
| 4.3 三维荧光—光谱特征分析 |
| 4.3.1 入湖河流COD荧光组分特征分析 |
| 4.3.2 入湖河流光谱指数特征分析 |
| 4.3.3 湖区COD荧光时空分布分析 |
| 4.3.4 湖区光谱指数特征分析 |
| 4.3.5 水体中DOM各组分荧光强度与光谱指数的相关性分析 |
| 第五章 讨论与结论 |
| 5.1 讨论 |
| 5.1.1 岱海COD时空分布特征分析 |
| 5.1.2 岱海入湖河流DOM的来源分析 |
| 5.1.3 岱海湖区DOM的来源分析 |
| 5.2 结论 |
| 5.3 创新点 |
| 5.4 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 读研期间主要项目经历及科研成果 |
（2）海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写和符号清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 海河干流水环境质量状况及其富营养化特征 |
| 2.1.1 海河干流基本情况 |
| 2.1.2 海河干流富营养化状况 |
| 2.2 水华暴发特征及其影响因素 |
| 2.2.1 水华的定义和危害 |
| 2.2.2 水华暴发特征 |
| 2.2.3 水华暴发的影响因素 |
| 2.2.4 同位素技术在水华暴发中的应用 |
| 2.3 水华暴发过程对水体DOM的影响 |
| 2.3.1 天然水体中DOM的环境意义 |
| 2.3.2 水华暴发对水体中DOM的影响 |
| 2.4 水华暴发的控制措施 |
| 2.4.1 外源控制 |
| 2.4.2 水体修复 |
| 2.4.3 应急处置 |
| 2.4.4 调水调控 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究内容 |
| 3.2 技术路线 |
| 3.3 试剂及仪器 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 研究区域 |
| 3.4.2 采样点布设和样品采集 |
| 3.4.3 样品测试与分析 |
| 3.4.4 浮游生物样品分离及分析 |
| 3.4.5 营养状态评价 |
| 3.4.6 质量控制与数据处理 |
| 3.5 数据分析及评价模型 |
| 3.5.1 主成分分析 |
| 3.5.2 Tucker3模型 |
| 3.5.3 多元直接梯度分析 |
| 3.5.4 相关性分析 |
| 3.5.5 多元回归分析 |
| 3.5.6 BLM模型 |
| 4 海河干流水华暴发特征 |
| 4.1 海河干流水质现状 |
| 4.2 水华暴发过程中水体理化特征分析 |
| 4.2.1 海河沿程COD_(Cr)浓度变化特征 |
| 4.2.2 海河沿程N污染物浓度变化特征 |
| 4.2.3 海河沿程P污染物浓度变化特征 |
| 4.2.4 海河沿程Chla浓度变化特征 |
| 4.2.5 海河沿程DO浓度、ORP值、SAL值等变化特征 |
| 4.2.6 海河营养状态 |
| 4.2.7 水华暴发前后短期水体理化性质的变化特征 |
| 4.3 海河干流浮游植物种类组成及特征分析 |
| 4.3.1 浮游植物种类组成 |
| 4.3.2 浮游植物种类的时空变化特征 |
| 4.4 海河干流浮游植物生物量特征分析 |
| 4.4.1 浮游植物丰度的时空变化特征 |
| 4.4.2 蓝藻相对丰度的时空变化特征 |
| 4.5 海河干流浮游植物优势种分布情况 |
| 4.6 海河干流浮游植物多样性情况 |
| 4.7 小结 |
| 5 影响藻类生长的因素分析 |
| 5.1 水环境分析 |
| 5.1.1 Tucker3模型分析 |
| 5.1.2 浮游植物种群与环境因素相关性分析 |
| 5.2 藻类生长模型研究 |
| 5.2.1 TN、TP浓度与藻类生长关系模型构建 |
| 5.2.2 N/P值与藻类生长关系模型构建 |
| 5.3 Chla与水质因子回归分析 |
| 5.3.1 Chla浓度的时空分布 |
| 5.3.2 Chla浓度与水质因子的相关分析 |
| 5.3.3 多元回归分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 海河干流水华暴发与N、P的相互作用 |
| 6.1 水华暴发期间N和P的形态组成特征 |
| 6.2 水华暴发期间N的同位素组成特征 |
| 6.3 基于同位素示踪的水华暴发期间N的转化特征 |
| 6.4 水华暴发对水体中N的控制作用及贡献率 |
| 6.5 小结 |
| 7 海河干流水华暴发对水体DOM及重金属生物有效性的影响 |
| 7.1 水华暴发过程中水体理化性质及DOM变化特征 |
| 7.2 水华暴发期间DOM分子量变化特征 |
| 7.3 水华暴发期间DOM性状变化对Cu~(2+)和Zn~(2+)结合的影响 |
| 7.4 海河干流水华暴发对水体中Cu和Zn生物有效性的影响 |
| 7.4.1 水华暴发对水体中Cu和Zn的形态影响 |
| 7.4.2 水华暴发对水体中Cu和Zn的生物有效性预测 |
| 7.4.3 水华暴发对水体中Cu环境基准值的影响 |
| 7.5 小结 |
| 8 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 8.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（3）汾河流域典型抗生素污染特征及归趋研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 流域中抗生素污染 |
| 1.2 流域中抗生素的分配 |
| 1.3 流域中抗生素源解析 |
| 1.4 流域中抗生素风险评估 |
| 1.5 研究目的和意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 1.7 创新点 |
| 1.8 研究区概况 |
| 第二章 汾河流域抗生素时空分布特征 |
| 2.1 样品采集、检测与分析 |
| 2.1.1 样品采集 |
| 2.1.2 样品测定 |
| 2.1.3 质量控制 |
| 2.2 地表水抗生素时空分布特征及成因分析 |
| 2.2.1 水体中抗生素含量分布特征 |
| 2.2.2 水体中抗生素时空分布特征 |
| 2.2.3 水体中抗生素的分布成因分析 |
| 2.3 沉积物抗生素时空分布特征及成因分析 |
| 2.3.1 沉积物中抗生素含量分布特征 |
| 2.3.2 沉积物中抗生素时空变化及成因分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 汾河流域抗生素的归趋研究 |
| 3.1 分配系数计算及分析方法 |
| 3.2 汾河流域抗生素分配系数时空差异及成因探讨 |
| 3.2.1 分配系数时间变化特征及成因探讨 |
| 3.2.2 分配系数空间分布特征及成因探讨 |
| 3.3 抗生素在流域中的迁移路径探讨 |
| 3.4 分配系数影响因素及预测模型建立 |
| 3.4.1 分配系数影响因素分析 |
| 3.4.2 分配系数预测模型建立 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 汾河流域抗生素污染来源解析 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.2 丰水期抗生素定量源解析及空间特征 |
| 4.2.1 丰水期抗生素污染源类型识别 |
| 4.2.2 丰水期抗生素的来源定量解析 |
| 4.2.3 丰水期污染源空间差异分析 |
| 4.3 枯水期抗生素源解析及空间特征 |
| 4.3.1 枯水期抗生素污染源解析 |
| 4.3.2 枯水期抗生素的来源定量解析 |
| 4.3.3 枯水期污染源空间差异分析 |
| 4.4 抗生素定量源解析时空分布差异 |
| 4.4.1 抗生素源解析季节差异 |
| 4.4.2 抗生素源解析空间差异 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 汾河流域抗生素风险评价及风险来源解析 |
| 5.1 风险熵值模型 |
| 5.2 汾河流域抗生素风险评价 |
| 5.2.1 抗生素基准值计算 |
| 5.2.2 丰水期抗生素生态风险评估 |
| 5.2.3 枯水期抗生素生态风险评估 |
| 5.2.4 风险评估季节性差异分析 |
| 5.3 汾河流域抗生素风险源解析 |
| 5.3.1 丰水期抗生素风险源解析 |
| 5.3.2 枯水期抗生素风险源解析 |
| 5.3.3 抗生素风险来源时空差异及成因分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 改进的汾河流域抗生素基准计算及风险评价 |
| 6.1 SSD方法原理 |
| 6.2 汾河流域水生生物调查 |
| 6.2.1 水生生物调查方法 |
| 6.2.2 汾河流域水生生物构成分析 |
| 6.3 汾河流域抗生素基准及其风险计算 |
| 6.3.1 汾河流域抗生素基准推导 |
| 6.3.2 基于SSD法的风险评估 |
| 6.4 AF法与SSD法的风险评估对比 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（4）再生水补给型景观湖生态环境质量及健康评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 再生水景观湖发展历史 |
| 1.2.2 再生水补给型景观湖环境质量 |
| 1.2.3 河湖生态系统健康评价 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 样品采集与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品的采集与测试 |
| 2.2.1 样品的采集与处理 |
| 2.2.2 样品的测试 |
| 2.3 生态环境质量评价方法 |
| 2.3.1 水环境质量评价方法 |
| 2.3.2 沉积物环境质量评价方法 |
| 2.3.3 生物环境质量评价方法 |
| 第三章 再生水补给型景观湖的环境现状 |
| 3.1 景观湖水环境特征 |
| 3.1.1 景观湖水环境理化性质 |
| 3.1.2 景观湖水环境营养盐特征 |
| 3.1.3 景观湖水环境重金属污染特征 |
| 3.2 景观湖底质环境质量 |
| 3.2.1 景观湖沉积物理化性质 |
| 3.2.2 景观湖沉积物矿物组成 |
| 3.2.3 景观湖沉积物重金属含量与分布特征 |
| 3.3 景观湖环境质量评价 |
| 3.3.1 景观湖水环境质量评价 |
| 3.3.2 景观湖沉积物重金属污染评价 |
| 3.4 景观湖环境质量影响因素探究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 再生水补给型景观湖生物多样性及源解析 |
| 4.1 景观湖浮游生物群落特征 |
| 4.2 景观湖浮游生物空间分布特征 |
| 4.2.1 景观湖浮游植物空间分布特征 |
| 4.2.2 景观湖浮游动物空间分布特征 |
| 4.3 再生水补给的景观湖生物多样性及其生态意义 |
| 4.3.1 浮游植物多样性评价 |
| 4.3.2 浮游动物多样性评价 |
| 4.4 再生水补给型景观湖生物多样性源解析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 再生水补给型景观湖生态系统健康评价 |
| 5.1 景观湖健康评价指标体系 |
| 5.2 景观湖评价标准与赋分 |
| 5.3 景观湖生态完整性评价结果 |
| 5.3.1 物理结构评价结果 |
| 5.3.2 水质评价结果 |
| 5.3.3 生物评价结果 |
| 5.3.4 完整性评价结果 |
| 5.4 景观湖社会服务评价结果 |
| 5.5 景观湖生态系统健康评价结果 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（5）雨水管道沉积物粒径分布与污染特征研究（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 检测材料与方法 |
| 1.1 研究区域概况 |
| 1.2 样品的采集 |
| 1.3 样品的分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 沉积物粒径分布 |
| 2.2 沉积物污染特征 |
| 2.2.1 TN |
| 2.2.2 TP |
| 2.2.3 CODCr |
| 2.2.4 VS |
| 3 结论与建议 |
| 3.1 结论 |
| 3.2 建议 |
（6）流域多塘湿地氮磷截留影响因素及工程效率评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及课题来源 |
| 1.1.1 选题依据 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 流域面源污染治理技术 |
| 1.2.2 多塘湿地氮磷截留特征 |
| 1.2.3 多塘湿地氮磷截留影响因素 |
| 1.2.4 现有研究存在的问题 |
| 1.3 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及实验方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 自然环境概况 |
| 2.1.2 社会经济概况 |
| 2.2 流域多塘湿地工程建设概况 |
| 2.2.1 工程目标 |
| 2.2.2 功能定位 |
| 2.2.3 工程规模 |
| 2.2.4 工艺设计 |
| 2.2.5 植物配置 |
| 2.3 样点布设和实验样品采集 |
| 2.3.1 样点布设 |
| 2.3.2 表层水样采集 |
| 2.3.3 沉积物微生物样品采集 |
| 2.4 实验测试方法 |
| 2.4.1 水质参数及理化指标测定 |
| 2.4.2 微生物样品高通量测序 |
| 2.5 数据计算与统计分析 |
| 2.5.1 数据计算 |
| 2.5.2 统计分析 |
| 第三章 多塘湿地特征工艺参数分布及影响因素分析 |
| 3.1 进水水量分布特点及影响因素分析 |
| 3.1.1 进水水量分布特点 |
| 3.1.2 进水水量影响因素分析 |
| 3.2 进水污染物浓度分布特点及影响因素分析 |
| 3.3 进水污染物负荷量分布特点及影响因素分析 |
| 3.3.1 进水污染物负荷量分布特点 |
| 3.3.2 污染物负荷影响因素分析 |
| 3.4 特征工艺参数分布及影响因素分析 |
| 3.4.1 特征工艺参数分布 |
| 3.4.2 特征工艺参数影响因素分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 多塘湿地污染物净化性能特征及影响因素识别 |
| 4.1 污染物净化性能特征及环境影响因素 |
| 4.1.1 污染物去除率的分布特征 |
| 4.1.2 单位面积污染物去除量的分布特征 |
| 4.1.3 单位容积污染物去除量的分布特征 |
| 4.1.4 污染物净化性能的环境影响因素分析 |
| 4.2 特征工艺参数与污染物净化性能的响应效应分析 |
| 4.2.1 特征工艺参数与污染物净化性能的相关性分析 |
| 4.2.2 特征工艺参数对污染物净化性能贡献率解析 |
| 4.3 水深对多塘湿地污染物净化性能的影响 |
| 4.3.1 基于水深对多塘湿地的分类必要性分析 |
| 4.3.2 基于水深对多塘湿地的分类科学性分析 |
| 4.3.3 四类多塘湿地污染物净化性能对比分析 |
| 4.3.4 水深与污染物净化性能的相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 多塘湿地工艺参数对微生物群落分布的影响 |
| 5.1 白塔、和乐和小邑多塘湿地净化性能特征分析 |
| 5.2 微生物群落分布特征分析 |
| 5.2.1 微生物群落其丰富度及多样性分析 |
| 5.2.2 微生物优势群落分布特征 |
| 5.2.3 脱氮除磷功能菌属分布特征 |
| 5.2.4 优势菌属与功能菌属的响应分析 |
| 5.3 微生物群落分布驱动因素分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 流域多塘湿地工艺参数与空间布局优化 |
| 6.1 多塘湿地设计参数优化及性能提效措施 |
| 6.1.1 进水条件参数的优化分析 |
| 6.1.2 四类多塘湿地的应用建议 |
| 6.1.3 微生物群落提效措施 |
| 6.2 流域多塘湿地对汇水区域污染物截留贡献评估模型构建 |
| 6.2.1 汇水区域划分及径流截留率分析 |
| 6.2.2 汇水区域分污染物截留量核算 |
| 6.2.3 汇水区域径流污染截留量贡献分析 |
| 6.2.4 评估模型合理性验证 |
| 6.3 汇水区域污染物截留量影响因素分析及空间布局优化 |
| 6.3.1 A/AC对污染物截留量的影响 |
| 6.3.2 多塘湿地数量对污染物截留量的影响 |
| 6.3.3 多塘湿地空间布局的优化 |
| 6.4 流域面源污染控制与治理的几点思考 |
| 6.4.1 多塘湿地性能提效措施 |
| 6.4.2 流域管理提效措施 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 特色与创新 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 个人简历及在读期间研究成果 |
（7）寒区城市湖泊水质季节变化特征与菌藻群落特征响应关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.1.1 中国湖区分布 |
| 1.1.2 湖泊富营养化研究现状 |
| 1.2 细菌、浮游植物在湖泊中的作用与发展进程 |
| 1.2.1 湖泊细菌 |
| 1.2.2 湖泊浮游植物 |
| 1.3 寒区湖泊研究进展 |
| 1.3.1 寒区湖泊研究的意义 |
| 1.3.2 寒区湖泊水生态研究进展 |
| 1.4 现代微生物研究方法 |
| 1.4.1 高通量测序技术 |
| 1.4.2 生态位分析方法 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 1.6.3 创新点 |
| 2 区域概述与研究方法 |
| 2.1 南海湖的生态意义 |
| 2.1.1 研究区域 |
| 2.1.2 地理与生态学意义 |
| 2.1.3 南海湖水污染现状 |
| 2.2 采样时间与采样点设置 |
| 2.2.1 采样点的布设 |
| 2.2.2 样品的采集与处理 |
| 2.3 检测指标与测定方法 |
| 2.3.1 水质指标测定 |
| 2.3.2 碳氮同位素示踪 |
| 2.3.3 细菌菌群分析测试 |
| 2.3.4 浮游植物的鉴定与分析 |
| 3 寒区湖泊水质特征与营养盐时空分布 |
| 3.1 南海湖水质特征分析 |
| 3.1.1 水质参数变化规律 |
| 3.1.2 营养盐时空分布特征 |
| 3.2 水质参数相关性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 南海湖碳氮同位素营养盐来源分析 |
| 4.1 南海湖有机碳、氮同位素分布特征 |
| 4.1.1 悬浮物有机碳、氮同位素分布特征 |
| 4.1.2 沉积物有机碳、氮同位素分布特征 |
| 4.1.3 悬浮物与表层沉积物相关性 |
| 4.2 颗粒有机碳、氮稳定同位素来源分析 |
| 4.2.1 悬浮物有机碳、氮同位素来源分析 |
| 4.2.2 沉积物有机碳、氮同位素来源分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 湖泊水体细菌群落季节变化特征 |
| 5.1 高通量测序数据统计 |
| 5.2 多样性分析 |
| 5.2.1 α多样性分析 |
| 5.2.2 β多样性分析 |
| 5.3 细菌群落结构 |
| 5.3.1 门水平细菌群落结构 |
| 5.3.2 属水平细菌群落结构 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 沉积物细菌群落季节变化特征 |
| 6.1 高通量测序数据统计 |
| 6.2 多样性分析 |
| 6.2.1 α多样性分析 |
| 6.2.2 β多样性分析 |
| 6.3 沉积物细菌群落结构特征 |
| 6.3.1 门水平细菌群落结构 |
| 6.3.2 属水平细菌群落结构 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 湖泊浮游植物季节变化特征 |
| 7.1 浮游植物生态位分析 |
| 7.1.1 冰封期前后浮游植物菌群结构特征 |
| 7.1.2 浮游植物时空聚类分析 |
| 7.1.3 浮游植物优势种分析 |
| 7.2 浮游植物优势种生态位宽度和生态位重叠 |
| 7.2.1 浮游植物优势种生态位宽度 |
| 7.2.2 浮游植物优势种生态位重叠 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 细菌、浮游植物与环境因子的响应关系 |
| 8.1 水体、沉积物中细菌与环境因子相关性分析 |
| 8.2 浮游植物优势种与水环境因子的灰关联分析 |
| 8.3 本章小结 |
| 9 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（8）龙宝河回水区水体自净特征及水环境容量研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 水体自净研究现状 |
| 1.2.2 水环境容量研究现状 |
| 1.2.3 水环境容量研究成果 |
| 1.3 研究内容及方法 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.4 创新点 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 龙宝河水环境背景分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 区域概况 |
| 2.2.1 自然地理 |
| 2.2.2 社会经济 |
| 2.2.3 气象水文 |
| 2.3 水环境分析方法 |
| 2.3.1 监测点布设 |
| 2.3.2 监测内容及方法 |
| 2.3.3 监测指标及仪器 |
| 2.4 降雨及水文特征分析 |
| 2.4.1 降雨要素分析 |
| 2.4.2 径流雨水污染物特征 |
| 2.4.3 河道水文特征 |
| 2.5 水质特征分析 |
| 2.5.1 监测点污染综合评价 |
| 2.5.2 主要污染物因子分析 |
| 2.5.3 污染物时空分布特征 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 回水区水体自净特征试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验装置及方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 试验材料 |
| 3.2.3 试验方法及步骤 |
| 3.3 自然静置下植物及底泥对水体自净的影响 |
| 3.3.1 植物生长状况 |
| 3.3.2 植物对水体自净特征的影响 |
| 3.3.3 底泥对水体自净特征的影响 |
| 3.3.4 植物底泥联合作用对水体自净的影响 |
| 3.4 扰动模式下搅拌强度对水体自净的影响 |
| 3.4.1 对水体DO的影响 |
| 3.4.2 对水中N的分布影响 |
| 3.4.3 对水中TP的影响 |
| 3.4.4 对水中COD的影响 |
| 3.5 曝气模式下溶解氧对水体自净的影响 |
| 3.5.1 曝气对DO的影响及其随时间变化 |
| 3.5.2 对水体N的分布影响 |
| 3.5.3 对水中TP的影响 |
| 3.5.4 对水体COD的影响 |
| 3.6 各模式中底泥吸附释放变化 |
| 3.7 主要污染物自净系数分析 |
| 3.7.1 基于室内模拟试验组的相关自净系数 |
| 3.7.2 基于烧杯试验组的相关自净系数 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 龙宝河流域污染负荷计算及水环境容量分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 源污染调查及污染负荷计算 |
| 4.2.1 点源调查及污染负荷计算 |
| 4.2.2 面源调查及污染负荷计算 |
| 4.2.3 内源调查及污染负荷计算 |
| 4.3 污染负荷总量及特征 |
| 4.4 龙宝河流域水环境容量计算及分析 |
| 4.4.1 计算单元 |
| 4.4.2 计算方法 |
| 4.4.3 模型参数 |
| 4.4.4 计算结果 |
| 4.4.5 污染物削减分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论着以及科研成果 |
（9）应用于钢铁件表面的中低温弱碱性无磷除油粉的研制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 钢铁件表面油污来源及危害 |
| 1.2.1 钢铁材料及其分类 |
| 1.2.2 油污种类 |
| 1.2.3 油污来源 |
| 1.2.4 油污对金属材料的危害 |
| 1.3 工业清洗及相关技术 |
| 1.3.1 清洁生产措施 |
| 1.3.2 金属表面的除油方法 |
| 1.4 表面活性剂 |
| 1.4.1 表面活性剂及其结构 |
| 1.4.2 常用表面活性剂的分类 |
| 1.5 助洗剂的研究与发展 |
| 1.5.1 含磷助洗剂 |
| 1.5.2 磷对环境的危害 |
| 1.5.3 含磷废水处理技术研究现状 |
| 1.5.4 无磷助洗剂及其研究现状 |
| 1.6 金属除油剂的发展现状 |
| 1.7 主要问题及研究技术路线 |
| 1.7.1 主要面临的问题与预期目标 |
| 1.7.2 主要研究内容和技术研究路线 |
| 2 实验与研究内容 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验药品与仪器 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 泡沫性能的测定 |
| 2.3.2 浊点的测定 |
| 2.3.3 耐碱性的测定 |
| 2.3.4 耐硬水性的测定 |
| 2.3.5 乳化性的测定 |
| 2.3.6 渗透(润湿)性的测定 |
| 2.3.7 除油能力的测定 |
| 2.3.8 化学需氧量(COD_(Cr))的测定 |
| 2.3.9 溶解度的测定 |
| 2.3.10 pH值与pH缓冲能力的测定 |
| 2.3.11 Ca~(2+)束缚强度的测定 |
| 2.3.12 协同作用的测定 |
| 2.3.13 漂洗性能的测定 |
| 2.3.14 镀膜的性能测定 |
| 3 表面活性剂的研究 |
| 3.1 表面活性剂的筛选 |
| 3.1.1 泡沫性能的比较 |
| 3.1.2 其它性能的比较 |
| 3.2 表面活性剂最佳浓度配比的确定 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 助洗剂及其他物质的研究 |
| 4.1 助洗剂的筛选 |
| 4.1.1 溶解度测定 |
| 4.1.2 pH值及pH缓冲能力 |
| 4.1.3 Ca~(2+)束缚强度的测定 |
| 4.1.4 渗透(润湿)性的测定 |
| 4.1.5 协助除油能力的测定 |
| 4.2 无磷助洗剂最佳浓度配比的确定 |
| 4.3 NaCO_3和NaOH配比浓度的确定 |
| 4.4 填充料及其含量的确定 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 除油工艺的确定与除油粉的性能表征 |
| 5.1 除油工艺的确定 |
| 5.1.1 除油温度的确定 |
| 5.1.2 除油时间的确定 |
| 5.2 除油粉的性能 |
| 5.2.1 基础性能的对比研究 |
| 5.2.2 环保性能的对比研究 |
| 5.2.3 协同作用的对比研究 |
| 5.2.4 除油率及能耗的对比研究 |
| 5.2.5 漂洗性能的对比研究 |
| 5.2.6 镀膜形貌的比较与表征 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（10）望虞河西岸过水性湖荡群水生态系统健康评价研究（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 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 水生态系统健康研究现状 |
| 1.2.2 水生态系统健康评价方法研究现状 |
| 1.2.3 望虞河西岸湖荡研究进展 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 课题来源 |
| 第2章 研究区域概况及研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气象水文 |
| 2.1.3 河流水系 |
| 2.2 样品采集和检测方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 监测指标及方法 |
| 2.2.3 数据处理及统计分析 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 评价方法 |
| 2.3.2 结构方程模型 |
| 第3章 湖荡群生态环境现状及评价 |
| 3.1 水质特征分析 |
| 3.2 水生生物群落特征结构分析 |
| 3.2.1 浮游植物 |
| 3.2.2 浮游动物 |
| 3.2.3 底栖动物 |
| 3.2.4 鱼类 |
| 3.2.5 水生植物 |
| 3.3 底质特征分析 |
| 3.3.1 单项因子分析 |
| 3.3.2 综合污染分析 |
| 3.4 社会经济情况 |
| 3.4.1 行政区划与人口分布 |
| 3.4.2 经济发展与产业结构 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 生态系统健康评价体系构建 |
| 4.1 生态系统健康评价基本原理 |
| 4.1.1 生态系统健康定义与内涵 |
| 4.1.2 生态系统健康评价体系构建基本原则 |
| 4.2 生态系统健康评价模型 |
| 4.2.1 模型选择 |
| 4.2.2 模型的构建 |
| 4.2.3 测量指标的选取 |
| 4.2.4 模型拟合程度检验 |
| 4.3 样本的选择 |
| 4.3.1 数据来源 |
| 4.3.2 数据检查 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 基于结构方程模型的水生态系统健康评价 |
| 5.1 模型拟合 |
| 5.1.1 数据标准化处理 |
| 5.1.2 数据正态分布检验 |
| 5.1.3 初始模型拟合 |
| 5.2 模型修正 |
| 5.2.1 验证性分析 |
| 5.2.2 模型修正 |
| 5.3 模型评价 |
| 5.3.1 参数显着性 |
| 5.3.2 模型拟合程度检验 |
| 5.4 生态系统健康评价结果 |
| 5.4.1 结构方程模型结果 |
| 5.4.2 生态系统健康评价结果 |
| 5.5 对于望虞河西岸湖荡群健康存在的问题及建议 |
| 5.5.1 生态退化与生境主要问题 |
| 5.5.2 湖荡生态恢复措施和建议 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所发表的学术成果 |
| 致谢 |
四、沉积物CODcr的测定（论文参考文献）
- [1]岱海COD时空分布特征及来源解析[D]. 梁旭. 内蒙古大学, 2021
- [2]海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响[D]. 李安定. 北京科技大学, 2021(08)
- [3]汾河流域典型抗生素污染特征及归趋研究[D]. 王林芳. 山西大学, 2021(01)
- [4]再生水补给型景观湖生态环境质量及健康评价[D]. 校康. 长安大学, 2021
- [5]雨水管道沉积物粒径分布与污染特征研究[J]. 司韦,于江华,解丽媛. 环境科技, 2021(01)
- [6]流域多塘湿地氮磷截留影响因素及工程效率评估[D]. 李丹. 华东师范大学, 2020(05)
- [7]寒区城市湖泊水质季节变化特征与菌藻群落特征响应关系研究[D]. 杨文焕. 内蒙古农业大学, 2020(01)
- [8]龙宝河回水区水体自净特征及水环境容量研究[D]. 聂竹青. 重庆交通大学, 2020(01)
- [9]应用于钢铁件表面的中低温弱碱性无磷除油粉的研制[D]. 陈瑞. 大连海事大学, 2020(01)
- [10]望虞河西岸过水性湖荡群水生态系统健康评价研究[D]. 云晋. 河北建筑工程学院, 2020(02)