一、上海污水排放口水域水质和底质分析（论文文献综述）
聂竹青[1]（2020）在《龙宝河回水区水体自净特征及水环境容量研究》文中进行了进一步梳理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。
汤宁[2]（2020）在《污水厂尾水受纳河段沉积物磷吸收特征及释放风险评估 ——以合肥板桥河为例》文中研究说明随着我国城市污水处理厂数量和规模的日益增加,污水厂尾水的排放量也越来越大。但因污水脱氮除磷处理工艺技术的局限性,使得尾水中氮、磷污染负荷往往依旧较高,从而影响了受纳水体水质和水生态系统健康。本文以合肥市板桥河的蔡田铺污水厂尾水排放口上、下游长约2.5km的河段为对象,从2018年10月至2019年8月,按每两个月采样一次的频率采集表层沉积物及其上覆水样,通过对排放口上方对照点（CP）和下方3个采样点（依次为SP1、SP2和SP3）沉积物的磷形态、磷吸附解吸平衡浓度（EPC0）及生物非生物磷吸收潜力的对比分析,解析污水厂尾水排放对受纳河段磷滞留的影响,评估外源碳添加对磷平衡浓度及释放风险的影响,主要研究成果如下:（1）排放口上、下游总磷（TP）浓度均值分别为0.161mg·L-1和0.237 mg·L-1,SRP均值分别为0.097 mg·L-1和0.137 mg·L-1;尾水及河道中4个点位TP和SRP浓度大小排序为:尾水>SP1>SP2>SP3>CP;板桥河水质基本呈弱碱性,4个采样点位水质均为劣Ⅴ类黑臭水体。（2）排放口上、下游沉积物总磷均值分别为795.10mg·kg-1和848.32 mg·kg-1,生物有效性磷均值分别为148.72mg·kg-1和175.07 mg·kg-1;4个点位总磷污染均值为1.988,属于重度污染,而总氮污染均值则为1.353,为轻度污染。（3）未加碳源时,沉积物生物非生物吸收潜力均值分别为0.417、2.950μg·（g·h）-1;外加碳源对生物吸收潜力影响较大,且以250 mg·L-1乙酸钠影响效果最为显着,该情形下磷的生物吸收潜力均值1.247μg·（g·h）-1,各采样点均表现非生物吸收潜力高于生物吸收潜力,非生物吸收贡献率高于生物吸收贡献率。（4）采样点SP1沉积物磷的生物非生物吸收潜力在各采样时间均较其他采样点位偏高,表现出水体污染越严重底质磷吸收潜力越大的现象;差异性分析表明,在添加不同浓度外源碳情形下生物吸收潜力差异性明显,其他情形指标间的差异程度表现出了一定的复杂性。（5）4个采样点位EPC0值大小排序为:SP1>SP2>SP3>CP,说明尾水排入提高了河流EPC0值,使沉积物磷释放风险增加;外源碳的添加可以明显降低沉积物EPC0值,特别是紧邻排放口的SP1下降最为显着。
俞欣[3]（2020）在《污水厂尾水受纳河段沉积物硝化反硝化速率研究 ——以合肥板桥河为例》文中认为随着污水处理厂的数量迅速增加,城市污水厂尾水排放带来的生态环境问题越来越引起人们的关注。为揭示污水厂尾水对受纳河流沉积物硝化反硝化潜力的影响,2018年10月～2019年8月在合肥市板桥河蔡田铺污水处理厂的尾水排放口上、下游河段的4个采样点位,隔月采集表层沉积物及上覆水样,分析沉积物污染特性,解析沉积物硝化反硝化速率及其时空变化特征,并识别主要影响因素;通过对硝化反硝化速率对外源碳（葡萄糖）浓度梯度响应的研究,剖析沉积物硝化反硝化过程的碳限制性。主要研究成果如下:（1）尾水受纳河段上覆水氮、磷污染严重,尾水排放口下游河段污染物浓度高于排放口上方对照点,且排放口下游河段处于氧化状态,上游对照点处于还原状态;河水NH4+-N、TN、TP和SRP均表现为夏季较高,春、秋季较低;从单因子水质标识指数来看,TN、NH4+-N均超过了水环境功能区目标,而从Iwq值来看,受纳河段整体处于劣Ⅴ类水平;尾水受纳河段整体氨氮暴露生态风险较低。（2）沉积物TN含量变化范围为1043.11～1850.5493mg·kg-1,TP为733.69～895.9393mg·kg-1,基本表现为尾水排放口下游沉积物氮磷含量高于排放口上方对照点;受纳河段沉积物TP评价指数范围为1.22～1.49,处于中度污染状态;对照点S0及采样点S2、S3基本处于有机氮污染状态,S2、S3还处于有机污染状态。（3）河段沉积物表面硝化速率（ANR）大小的空间变化特征为:S1>S2>S3>S0,根据外源碳浓度梯度分析可知,外源碳的添加对春、夏季河段沉积物表面硝化过程具有抑制作用;潜在硝化速率（PNR）变化范围为0.045～0.691μg?g-1?h-1,基本表现为夏季高,冬季低,春、秋季大体相当的变化规律,且春、夏季尾水排放口下游河段PNR高于上游对照点,其余季节没有表现出明显的空间变化性;硝化速率与沉积物理化指标相关性较强,与水质指标的相关性相对较弱;不同采样点ANR存在显着或极显着差异性,而PNR则几乎不存在显着的差异性。（4）沉积物反硝化速率随培养时间的延长而减小;尾水排放口下游河段沉积物反硝化速率高于上游对照点,但上、下游反硝化速率差异不显着;上覆水指标中水温、TN和NO3--N浓度对沉积物反硝化速率影响较大,沉积物理化指标基本上都对反硝化速率有较大的影响。（5）外加碳源（葡萄糖）对污水厂尾水受纳河段表层沉积物反硝化速率具有限制性,且这种限制性具有季节特征,其中干法表现为秋季反硝化速率对外源碳的响应最显着,其次是夏季,春、冬季相对较弱;湿法表现为春季最显着,秋季次之,冬季和初夏相对较弱。
杨大佐[4]（2019）在《气升式多毛类生物滤器构建及其在牙鲆工厂化养殖中的应用》文中提出工厂化养殖是水产养殖的重要组成部分,其产生的废水和固体废弃物对环境具有重要影响。多毛类动物是海洋生态系统食物链的重要环节和海洋沉积质的优势生物类群,具有典型的耐污染、摄食转化颗粒型有机物、促进沉积质—上覆水界面营养物质流通等重要生态功能,常被用来作为水产养殖水体净化和废弃物利用的修复物种。论文以海洋多毛类动物生物学特性为基础,结合传统生物滤池净水法,开展了利用多毛类构建自循环过滤装置净化牙鲆工厂化养殖废弃物的研究。论文取得了如下研究成果:首先,构建了一种气升式多毛类生物滤器（APB）。该滤器主要由水槽、底质层、水层、多孔埋栖管、导水管和气石等六部分组成。通过在导水管内通入氧气产生的气提作用,将埋栖管中的水通过导水管带入水层。水层中的水通过重力作用经过底质过滤后进入埋栖管,进而形成持续往复水体循环。多毛类动物生活在底质层,直接摄食和转化颗粒性有机物,并通过生物扰动作用,促进底质内微生物膜生长,加快流经底质层的水质净化。通过实验开展了不同底质和饵料条件下的气升式多毛类生物滤器可行性验证研究。研究结果显示,由麦饭石（MF）、石英砂（SY）、陶粒（TL）、无烟煤（WY）和细沙（XS）构成的不同底质生物滤器,在正常水质条件下,30天内双齿围沙蚕平均体质量均实现了正增长,其中细沙组沙蚕体质量增长率最快,达48.48%;陶粒组次之,石英砂组沙蚕体质量增长最低。而投喂不同体质量比例的牙鲆残饵粪便作为多毛类饵料,饵料/体质量（湿重）比例为12%的M3组沙蚕体质量出现正增长,其增长率为18.00%,为最高体质量增长率。研究结果证实了高效滤料和牙鲆残饵粪便分别作为多毛类生活基质和饵料的条件下,气升式多毛类生物滤器能够长时间运行。其次,开展了气升式多毛类生物滤器在工厂化牙鲆养殖废水净化中的应用研究。利用麦饭石（MF）、石英砂（SY）、陶粒（TL）和无烟煤（WY）四种底质构建的气升式多毛类生物滤器对高浓度工厂化牙鲆养殖废水进行了净化。结果显示,不同底质构成的多毛类生物滤器能够净化高浓度的牙鲆养殖废水。实验期间,各不同底质多毛类生物滤器内废水温度、盐度和pH均呈现逐步升高并稳定的变化趋势。牙鲆养殖废水中悬浮物在各底质组中均快速下降,96小时后,各底质组中悬浮物浓度均低于海水养殖尾水排放标准。COD在无烟煤组下降速率最快,三天下降比例为52.89%,陶粒组次之。10天后,各滤器废水中的COD已达标。氨氮和亚硝酸盐氮在不同底质滤器中显示出浓度快速下降并稳定的变化趋势。其中在10天时,无烟煤组对废水中氨氮去除率最高,达86.67%,显着高于其它各组。硝酸盐和活性磷酸盐浓度显示出逐步升高的变化趋势,其中无烟煤组和陶粒组硝酸盐浓度上升最快,而石英砂组活性磷酸盐浓度升高最快。再次,计算了气升式多毛类生物滤器净化养殖废水过程中的碳元素、氮元素平衡和能量分配比例。结果显示,不同滤料构成的气升式多毛类生物滤器净水过程中碳、氮和能量主要来源为饵料投入,占总投入比例达64.97～88.30%。碳支出主要包括底质沉积、沙蚕生产、沙蚕呼吸、底质呼吸、水呼吸以及水中总碳六个组成部分。其中沉积碳以石英砂组最高,为54.37%。无烟煤组最低,为46.46%。沙蚕生产碳在陶粒组最高,为4.67%,石英砂组最低,达1.35%。在氮支出方面,陶粒组沙蚕生长氮占比最高,石英砂组沉积氮占比最高。能量分配方程显示,沙蚕生长能和沉积能在各底质组中呈现出显着差异,其中陶粒组沙蚕生长能占比最高,沉积能占比最低,而石英砂组与陶粒组相反。然后,测定了气升式多毛类生物滤器净化废水时各不同底质组中异养细菌、氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌数量变化规律。结果显示,共获得27株异养菌菌株,主要由变形菌门、拟杆菌门以及厚壁菌门构成。异养细菌数量显示出快速升高变化趋势,其中陶粒组数量达（77.50±3.21）×106 CFU/g,显着高于其余底质。氨氧化细菌数量也呈现快速增长的变化趋势,15天后,无烟煤组最高达（1.06±0.05）×107MPN/g,而石英砂组最低。30天后,各底质组氨氧化细菌数量较为接近并维持稳定。亚硝酸盐氧化细菌数量变化与氨氧化细菌相同,无烟煤组20天时达最大值,其数量为（1.08±0.04）×107 MPN/g。另外,改进并放大了气升式多毛类生物滤器,构建了气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统（APCS）。测定了三种不同底质陶粒（TL）、石英砂（SY）和细沙（XS）为底质的循环养殖系统水质变化与牙鲆生长。结果显示,陶粒组可在零换水条件下维持70天的循环养殖,细沙和石英砂组最长为54天。水质方面,各底质组中SS、氨氮、硝酸盐、活性磷酸盐等均显示出逐步升高变化趋势,其中陶粒底质组中四种指标升高速度均显着低于其它各组和空白对照组。实验周期内,陶粒组牙鲆生长最快,最高平均体质量达395.33±62.01g,而细沙组牙鲆生长较慢,平均体质量为291.54±42.31g,差异极显着。最后,分析了循环养殖系统的碳、氮元素平衡和能量分配。结果显示,饵料是气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统中碳、氮元素和能量主要来源,占比分别为94.23～95.30%、100%和95.86～96.64%。在支出方面,生物呼吸所消耗碳和能量是其支出主要组成部分,其占总收入碳的49.50～57.51%和总能量的35.43～41.00%。沉积是支出的另外主要部分,其贡献了比例为15.94～26.96%的碳、30.21～42.23%的氮和35.44～43.58%能量。陶粒组牙鲆生长累积的碳、氮和能量显着高于其它两种底质。研究结果期望能够为牙鲆工厂化养殖废弃物的净化与利用提供新的方法,并为水产养殖向绿色发展提供有益尝试。
曾聪[5]（2019）在《平原河流断面水质变化特性研究 ——以古运河邗江河叉口南断面为例》文中研究指明扬州的发展与扬州运河的发展密切相关,运河哺育了扬州,是扬州的“根”,而水是运河的“魂”,不仅要有水量,良好的水质也是必须的。古运河扬州段（城区）从瓜洲至湾头全段长29.3km,周边住宅区比较多,还有不少工业企业和部分农田。古运河邗江河叉口南断面位于古运河三汊河以南,在瓜州闸上游4.5km处,瓜洲运河水流常年由北向南,经瓜洲闸入江,其水质断面属于江苏省省考核断面。断面为扬州主城区西区水系（古运河-仪扬河）进入长江的主要断面,邗江河叉口南断面水质状况直接决定着进入长江水质好坏。河流断面的水质状况通常由上游来水流量及水质、入河污染物负荷等因素共同决定,由于河流断面通常是用其是否达标来判断其水质情况,因此本文主要从污染原因分析、水质分析、水环境容量分析计算、水动力模型构建与水质达标分析来考虑。DO、COD、BOD5、TP、NH3-N含义具体见符号说明,论文主要研究成果如下:（1）对不同污染源排放现状进行调查,预测未来污染物入河量,发现对不同污染物,各污染源占比大不相同,内源在各污染物中占比都非常小,几乎可以忽略不计,对COD和BOD5来说,点源占比超过50%,非点源占比40%左右。对TP和NH3-N来说,非点源占总污染物的绝大多数。因此对COD和BOD5来说,点源和非点源都是其主要来源。对TP和NH3-N来说,非点源是其主要来源。因此削减COD和BOD5,需要同时削减点源和非点源,削减TP和NH3-N,主要削减非点源,内源几乎没什么影响。（2）通过分析古运河4个断面水质时间变化特性,对污染物浓度进行频率计算分析,分析相邻断面间水质指标之间的相关关系及不同水质指标之间的相关关系,结合上下断面综合确定水质达标的控制指标,对污染物浓度进行频率分析,发现对COD来说,各断面达标率较高,均在90%以上;发现对BOD5来说,断面1、2达标率较高,均在95%以上,断面3、4达标率中等,在80%以上,但两者相差不大:发现对TP来说,断面1、2达标率极高,均在96%以上,断面3、4达标率中等,在70%以上,但两者之间相差不大;发现对NH3-N来说,断面1、2达标率较高,均在88%以上,断面3、4达标率较低,在55%以上,但两者之间相差不大。实际各断面达标率与频率计算达标率之间较为吻合。（3）分析计算设计水文条件,在频率为75%、95%时,分开泗源沟闸及瓜州闸实测流量计算得出的设计流量比合并计算得出的设计流量小;由实测雨量资料确定设计流量比由实测流量资料推求的设计流量小的多,原因在于实测流量资料包括扬州闸引入的邵伯湖水:直接法与间接法计算得到的水环境容量差别比较大,水环境容量与流量是同频率的假设并不成立:将河流作为一个整体直接计算的水环境容量比分段求解的值要大,本文最终采用分段求解结果。（4）建立的水动力模型模拟古运河流量的变化情况,通过流量、水位实测值与模拟值拟合,发现拟合良好,并且模拟结果符合要求,可以用于古运河流量、水位的模拟。对不同水平年水环境容量与入河污染物量分析,得出各污染源削减量;通过对现状年的分析,从点源、非点源、引水三方面提出5个方案,最终确定方案5具有可行性。对各污染物削减潜力进行分析,得出各水平年能削减污染物值。
陈忠[6]（2020）在《漕桥河水环境现状分析与治理对策》文中认为随着高速增长的社会经济,太湖流域水质日趋恶化,加剧了太湖富营养化程度。漕桥河作为太湖西部主要入湖河道之一,位于宜兴市东北部,西起滆湖,途径徐家荡,在上游与武宜运河交汇于宜兴闸口处,在下游宜兴分水处又与太滆运河相交,最后经百渎港汇入太湖,是宜兴市北部连接滆湖和太湖的重要引排通道。本研究对漕桥河的水环境概况、经济社会概况、两岸土地利用现状、河道功能状况、水域岸线管理保护现状、水生态现状等漕桥河的相关情况进行了全面的研究,基本摸清了漕桥河河道周边的水环境情况。通过对主要考核断面水质情况、沿程水质变化、支浜水质情况的分析,全方位了解漕桥河水系的水质情况。从而看出了水质历年来有好转趋势,但与上级下一步的考核要求仍有差距。进一步系统地总结了漕桥河流域的主要存在问题。特别是工业污染源和生活污染负荷较大,畜禽养殖、围网养殖和农业面源污染急需治理,支浜污染问题严重、水质亟待改善,上游来水及支浜汇水直接导致河道水质变差,水环境综合治理任务艰巨,要进一步注重水生态修复,加强执法监管力度。依据水质现状和主要存在问题,提出下一步治理措施与对策,对5个控制单元分别提出整治任务,也对水质改善提出重点工程,旨在达到水环境改善、水质考核断面达标的目的。本论文通过漕桥河水环境的调查和评估,基于河道水质监测数据的分析,对漕桥河河道整治进行了全面的分析,寻找出漕桥河目前的存在问题,就漕桥河的水资源保护和水质改善提出相关建议和对策,为政府和领导决策提供有参考借鉴意义的调查分析报告,以提升漕桥河入湖水质为根本,进一步改善太湖湖体水质。
丁磊[7]（2019）在《不同排水体制下苏州河滨岸带空间结构特征及水环境响应》文中提出苏州河作为上海市重要的母亲河,在历经了三轮环境综合整治工程后,两岸点源污染基本得到控制,河道水环境及水体黑臭问题得到明显改善。但强排水系统带来的短历时降雨溢流污染问题日渐凸显,不得不在受限的滨岸带空间修建有限容量的地下调蓄池来应对,成为影响上海中心城区水质稳定的重要因素。与之对应的是,苏州河滨岸带空间结构的完整性普遍受损,同时滨岸带外围土地利用高度硬质化,缺乏类似于低影响开发（LID）、最佳实践管理（BMP）等针对非点源污染的适用性规划与管理措施,加剧了城市降雨径流及其污染负荷。排水体制是城市化过程中对滨岸带水文循环产生深刻影响的人工干预因素之一,也带来区域差异化的水环境问题。因此,以苏州河作为我国城市河流的典型案例,针对不同排水体制所面临的主要区域环境问题,探讨排水体制与滨岸带空间土地利用共同作用下苏州河水环境响应特征以及相关管理措施,不仅在理论上具有较好的探索意义,而且也是上海及国内同类地区面临的进一步稳定提升水环境质量的迫切现实需求。论文基于多种分析方法与不同案例,系统分析了不同排水体制下苏州河滨岸带结构的空间差异,提出了考虑排水体制和土地利用的滨岸带空间结构类型划分,明确了不同排水体制区域滨岸带特征因素对水环境质量的作用机制。主要研究工作与结论可分为以下几方面:（1）论文以苏州河沿线为例,系统分析了不同排水体制下苏州河滨岸带实体结构特征及空间差异,从排水体制和土地利用的双重视角出发,尝试探讨滨岸带结构类型划分,并针对性分析不同排水体制带来的水环境问题,为深入探讨排水体制与滨岸带空间土地利用共同作用下的苏州河水环境响应特征提供相关理论研究基础。苏州河处于流域下游,具有沿线开发强度高、滨岸带空间被严重挤占、岸线堤防硬化等强烈人工干扰特征。滨岸带类型的划分关系到其滨水自然生态功能与社会服务功能表达的取舍、河道岸线生态修复策略的选择,对城市河流具有重要的规划管理参考意义。但城市河流滨岸带的分类方法尚未取得共识,主流方法多参照两岸植被群落、土壤性质、用地开发等进行分类,难以表征滨岸带功能受到人工干预损伤而表现出的空间差异性。论文在回顾分析传统滨岸带宽度、生态功能等内涵后,借鉴国外滨岸带“三区”的分类思路,探讨提出以滨岸自然结构为基础,兼顾滨岸带人工干预开发的滨岸带分类方法,为城市地区滨岸带修复和管理模式实践提供了理论基础。基于不同排水体制对滨岸带结构特征进行探讨,对滨水空间开发利用强度不同的苏州河而言是一种新的视角。由于不同排水体制区域的差异即反映了城市建设等非自然因素的变化,也充分考虑了滨岸带与河流水环境自然交互方式的变异。这决定了在高强度开发区域城市河道的实际情况下,对其滨岸带结构的研究,可以融合滨岸带城市化人工干预因素及滨岸带生态功能变化的影响。以国外传统滨岸带的“三区”划分为基础,探讨苏州河滨岸带的实体结构及生态特征。在综合考虑潮间带结构、横向宽度、植被群落、土地利用、排水模式等因素的基础上,结合河道水利等标准规范中的管理基线,界定了滨岸带结构各部分（潮间带、护岸带、近岸带）边缘位置。将苏州河沿线滨岸带划分为生态结构与功能相对完整的“四线三带”型、人工景观绿化的“三线两带”型、结构硬化、过渡空间缺失的“两线一带”三种基本类型。研究表明,“四线三带”“三线两带”型滨岸带仅有部分岸线存在于苏州河自排水地区,反映在滨岸带依然具有较完整的滨岸带物理结构、植被群落及宽度覆盖,但纵向空间上呈破碎化分布。值得关注的是,“两线一带”型结构在自排区及强排区均有体现,其滨岸带结构完整性已受到破坏,生态缓冲功能损伤。研究发现,苏州河滨岸带的物理结构及生态功能由自排区域至强排区域呈逐渐趋于简单。在不同排水体制区域,滨岸带与河流的水文循环过程发生变化,可能加强了特定宽度内滨岸带空间对水环境的影响。在苏州河沿线区域城市建设过程中,若忽视对土地开发及排水体制加以规划限制,由“四线三带”型退化至“两线一带”型是滨岸带结构可能的演变趋势。论文发现对城市化地区滨岸带结构完整性的保护具有重要意义。（2）论文以苏州河干流沿线、上游自排区支流与为例,分析了滨岸带不同宽度上土地利用、不透水率与景观格局的空间差异,应用统计学冗余分析模型,深入剖析滨岸带土地利用空间变化特征与河道水质间的响应关系,明确了影响水质变化的主导因素,辨识了影响水质变化的滨岸带关键宽度,据此提出对滨岸带外围土地利用硬质化的低影响开发改造建议,为苏州河滨岸带管理与土地规划调控提供依据。分析结果表明,苏州河干流、自排区支流的水质分异分别对滨岸带土地利用及景观格局的空间变化存在显着响应关系,但在不同滨岸带宽度上响应关系存在空间差异。在较小的滨岸带宽度上（100 m-600 m）,干流滨岸带建设用地比重及不透水率水平与水质变化显着负相关,自排区滨岸带水域景观斑块密度与水质变化显着正相关。较大的滨岸带宽度上（800 m-1200 m）,干流滨岸带农业景观斑块密度与水质变化显着正相关,自排区滨岸带工业景观斑块形状和排列不规则性与水质变化显着负相关。模型解释能力结果表明,随着滨岸带宽度从大到小,土地利用结构与景观格局空间变化对水质变异的影响逐渐增加,100 m宽度上对水质指标变化的影响最强烈（累积解释能力最大达到90.5%）。由自排区至强排区,土地利用等影响因素对水质变化的影响能力显着增强（干流81.7%,自排区41.1%）。结论认为,1)对于干流不同排水体制地区,滨岸带高建设用地比例与高不透水率是引致区域水质劣化的主要因素,对于自排区,保护滨岸带内复杂的水系分支结构与湿地坑塘,增强河流连通性可提升区域水环境质量。2)由于干流穿越强排区域,其滨岸带用地及景观格局对水质变化的影响较自排区更加强烈,认为强排水体制的存在增加了滨岸带用地、景观格局特征对区域水质变化影响程度,扩大了滨岸带的影响范围。3)越邻近河道边缘,滨岸带土地利用结构与景观格局对水质变化的影响越强烈。因此建议将100 m作为跨不同排水体制地区滨岸带用地规划调控的参考宽度。（3）论文重点针对苏州河水质问题较为突出的强排区,利用高频次在线监测数据,采用数理统计学冗余分析与线性回归模型方法,深入探讨了滨岸带排水设施溢流事件的水质响应特征,尝试揭示强排区典型溢流事件下的受纳水质动态响应特征规律及影响因素。结合我国住房和城乡建设部城市水体黑臭评价方法,探讨水质黑臭对溢流事件的响应机制,为强排区滨岸带排水设施溢流污染问题的管控提供科学依据。以WQI为水质综合因子,评价凯旋泵站全年22次典型溢流事件的水质变化趋势。发现断面水质在溢流事件发生后主要呈现“显着下降”、“轻微下降”、“先降后升”的响应变化特征。利用RDA模型分析溢流后水质变化的影响因素,发现总降雨量、总溢流量、降雨强度、前期干旱天数等特征条件能够在溢流开后46小时内显着影响溢流后水质响应变化趋势（总解释率>50%）。水质变量与降雨溢流变量关系在时间尺度上存在动态性变化,也解释了溢流后水质“先降后升”的动态变化趋势。由于溢流事件后影响水质变化的因素存在动态性变化,通过管控较短历时尺度上（场次）的溢流特征来改善水质较为困难。因此研究以凯旋、武宁两座滨岸带排水设施2014-2015两年的溢流事件为例,构建线性回归模型,探究较长历时尺度上（每月）水质黑臭与溢流量、溢流频次的响应。结果表明,经验方程拟合优度良好,每月溢流量、频次与月黑臭响应时数呈稳定的、正向显着的线性影响关系。结合场次溢流事件的水质响应特征规律,结论认为,强排区在控制水质黑臭风险问题时应重点考虑将溢流量及频次作为主要管控目标,并可优先考虑控制溢流频次。
张铁坚[8]（2019）在《保定府河流域水体污染源解析与治理技术体系研究》文中研究表明当今世界水资源短缺和水环境污染问题对各国,特别是发展中国家的生态环境和居民健康构成了严重威胁;各国都在加强河流水体污染治理力度,开展水污染控制新技术研究。河流水环境综合治理是一项艰巨的任务,一般需要巨大的环保投入和数十年持续不懈的努力。一般而言河流环境综合治理应遵循“源头减排、过程控制、末端修复、系统治理”的思路,其主要工作包括前期河流水环境现状调查,河流水质评价,河流污染源减排,污染物排放过程控制,河流水环境修复等环节,治理工作环环相扣,形成一个相辅相成、依次推进的,系统科学的综合治理体系。府河位于我国河流污染最严重的海河流域,属于大清河水系,处于白洋淀上游,为流入白洋淀的九河之一,且为九河中唯一穿越中型城市、常年有水的河流,长期以来府河流域水环境状况不容乐观;以府河为研究对象,开展华北地区缺水入淀（湖）河流水质调查、评价、污染源解析及水环境治理技术体系方面的研究工作,对白洋淀流域治理和雄安新区建设具有重要价值,也能为类似河流研究与实践工作提供参考。研究基于河流环境整治的一般过程开展;首先,开展环境调查与评价工作,掌握研究区域水环境现状和变化规律;继而,开展污染源识别与解析工作,识别主要污染物、污染源及其对污染状况的贡献程度;随后,进行河流水污染防治、水环境综合治理技术与管理措施方面的研究,寻求适宜的、系统的、科学有效的华北地区缺水入淀（湖）河流水环境综合治理技术体系。开展的主要工作及得到主要结论如下:进行了府河流域主要污染物时空分异特征分析。府河干流城区河段2014年DO为Ⅲ类,COD、氨氮、TN、TP为劣Ⅴ类;2018年DO为Ⅰ-Ⅲ类,COD、氨氮、TN、TP为Ⅲ-Ⅴ类;上述两年份DO浓度均为先减小,随后小幅增加,10-11月份大幅增加,7-8月份出现DO浓度最低点;2014年3-11月份COD、氨氮、TN、TP随时间先增加,7-8月降低,9-11月份大幅增加,2018年4-7月份小幅降低,8-11月份大幅降低。2018年府河流域全年DO浓度处于Ⅰ-Ⅲ类,COD、氨氮、TN、TP四个指标4-8月基本为Ⅴ-劣Ⅴ类,9-11月为Ⅲ-Ⅴ类,全年上述5项指标城区河段监测点变化幅度大于近郊和农村监测点,各支流中护城河水质变化最大。针对府河干流城区河段2013-2018年6-8月份水质开展的肯达尔检验结果显示,该时段府河干流城区段pH、COD、TN、TP四个指标均无明显变化趋势,氨氮、浊度呈现“显着下降”和“高度显着下降”趋势,DO呈现“高度显着上升”趋势。基于层次分析法和熵权法联合改进模糊综合评价模型,开展了府河流域水体水质多级综合评价。2014年府河干流城区河段不同水文期各监测点均为劣Ⅴ类隶属度最大,且位于下游的F4、F5、F6水质好于上游的F1、F2、F3;多数监测点水质总体情况为丰水期>平水期>枯水期;监测河段不同的水文期劣Ⅴ类水质标准的隶属度次序为枯水期（0.8814）>平水期（0.8333）>丰水期（0.7559）;监测河段全年对各水质标准隶属度排序情况为劣Ⅴ类（0.8172）>Ⅴ类（0.1063）>Ⅳ类（0.0616）>Ⅲ类（0.0151）>Ⅱ类（0）>Ⅰ类（0）。2018年府河流域全年对水质标准隶属度排序情况为劣Ⅴ类（0.4955）>Ⅳ类（0.1401）>Ⅴ类（0.1174）>Ⅲ类（0.1000）>Ⅱ类（0.0722）>Ⅰ类（0.0748）。基于聚类分析、主成分分析、绝对主成分-多元线性回归分析等原理开展了府河流域污染源解析工作。利用聚类分析的原理将污染源解析划分为城区、近郊和农村3个区域。利用主成分分析法开展了各区域不同水文期的污染源识别发现:城区平水期存在两个主要污染源,解释了总体方差的51.151%和30.914%,丰水期存在两个主要污染源,解释了总体方差的53.016%和26.240%,枯水期存在一个主要污染源,解释了总体方差的63.897%。近郊平水期存在两个主要污染源,解释了总体方差的52.304%和26.448%;丰水期存在两个污染源,解释了总体方差的59.672%和26.113%;枯水期存在两个主要污染源,解释了总体方差的61.692%和20.758%。农村平水期存在两个主要污染源,解释了总体方差的49.033%和32.74%;丰水期主要存在两个污染源,解释了总体方差的48.159%和23.900%;农村枯水期存在三个主要污染源,解释了总体方差的53.495%、23.158%和20.033%。利用APCS-MLR模型计算得到了各区域不同水文期主要污染源对水体中DO、COD、氨氮、TN、TP等指标的贡献率。开展了芦苇潜流人工湿地处理府河水的模拟试验研究。实验室模拟装置出水COD浓度位于15.06-22.48mg/L之间,处于Ⅱ-Ⅳ类标准之间,去除率位于40.24%-55.09%之间;出水氨氮浓度为1.22-1.88mg/L,处于Ⅲ-Ⅴ类标准之间,去除率位于54.26%-67.05%之间;出水TP浓度为0.20-0.40mg/L,处于Ⅲ-Ⅴ类标准之间,去除率位于63.64%-78.02%之间。整体而言陶粒湿地出水好于碎石湿地模拟装置,且出水中COD、氨氮和TP均能满足府河水体功能定位要求。探索构建了府河流域水环境综合治理技术体系。该体系分为污染源与生态拦截技术体系涵盖面源污染控制、点源污染控制和生态垃圾三个方面,包括城市面源、农村面源、工业点源、生活点源和生态拦截等技术特点及其在府河流域的具体应用建议;支流及上游干流（城区）水质改善与综合治理技术体系、中下游干流（近郊与农村）水质改善与修复技术体系均涵盖河流动力调控、底质改善、水质改善和生态修复等四方面,包括引清调水、充氧曝气、疏浚清淤、生态浮岛、人工湿地、生境恢复等具体技术的特点及适应性。探讨分析了府河流域水环境治理维护管理体系。认为府河流域水环境治理维护管理应从完善落实河流保护管理相关法律规范、组建科学高效的河流综合管理机构、构建河流保护与管理服务信息系统、规范河流治理工程建设与运营维护等四个方面开展。
王钟[9]（2019）在《闸控重污染小流域水文水质及污染物通量变化特征研究 ——以峡山大溪为例》文中研究指明闸控型重污染河流一般具有村镇密集、生态空间稀缺、污染负荷沉重等特征,其水文水质变化规律受高强度人类活动影响显着,闸控型重污染河流污染物通量与降雨、水利设施调度、生产生活排水规律等关系密切,具有日变化过程。研究重污染河流水文水质变化规律及影响机理,对掌握流域内污染源及排放情况、水质达标管理等具有重要意义。本研究以广东省练江流域典型重污染闸控支流峡山大溪为研究对象,在综合阐述国内外关于闸控河流水文水质变化规律及河流污染物通量研究的基础上,针对峡山大溪闸站调度的水文水质特征,开展2017年6月5日～6月12日水文水质同步观测,分析峡山大溪水文水质时空变化规律以及影响因素,基于不同污染物通量估算方法计算了峡山大溪污染物日通量结果,分析了计算结果的不确定性,研究了不同污染物通量估算方法在闸控型重污染河流峡山大溪的适用性,为闸坝调控型重污染河流的水污染治理和管控提供一定的科学管理依据。本文主要结论如下:（1）峡山大溪流域水质污染严重,时空变化呈现一定的规律。从时间变化上看,峡山大溪干流水质在每日8:00、12:00和18:00左右有一个明显的增加现象,每日8:00COD、氨氮和总磷浓度相比于日均值升高幅度分别为4.84%、6.16%和5.59%,每日12:00 COD、氨氮和总磷浓度相比于日均值升高幅度分别为5.08%、5.25%和5.66%,每日18:00 COD、氨氮和总磷浓度相比于日均值升高幅度分别为9.49%、8.85%和6.17%。峡山大溪支流几乎呈现出每日下午6:00～次日凌晨上升的趋势。水质一定程度上受电排站启停影响,总体上开闸期间有机物较低、营养盐较高,闭闸期间则有机污染物较高、营养盐较低。从空间变化上看,峡山大溪干流COD和氨氮呈现从上游到中游递减,受葫芦港支流高浓度污水的影响,在中游处出现突增,继续往下游又呈现递减的趋势;峡山大溪干流总磷也呈现先升后降的趋势。从支流上看,大潮港支流COD、氨氮和总磷是所有支流中均值浓度最高的支流。干流和支流的水文也呈现一定的时空变化规律。从时间上看,峡山大溪干流上游流量变化平缓,变化范围集中在0.024～2.667m3/s。而中下游流量受闸站调度影响显着,闸站开启运行时,流量突增,中游最高可达7.9 m3/s,下游最高可达18 m3/s;闸站关闭时,中下游三个断面流量迅速降低。南中港支流和葫芦港支流也受闸站调度影响明显,两次开闸,流量都出现突增。其他支流由于生活用水量的增加,流量几乎在中午12:00左右达一天中的最大值。从空间上看,葫芦港是流量最大的支流,平均流量为0.82m3/s,南中港支流为流量最小的支流,平均流量为0.01m3/s。干流平均流量从上游到下游递增,在总出口达最大值。基于峡山大溪流域连续8天的现场水文水质观测结果,估算了闸站调度下的流域污水产量,结果显示:监测期间峡山大溪流域内污水日均产出量为11.28万m3/d。流量产出最大的三条支流分别为:葫芦港支流、泗联支流和沙溪支流,产出值分别为2.61万m3/d、1.89万m3/d和1.68万m3/d,占流域总流量比分别为19.99%、14.46%和12.90%。（2）以水环境功能区划为基础,利用EFDC数值模型对峡山大溪流域各概化排污控制单元的允许排放量进行核定,按照以2020年目标峡山大溪出口达到地表水Ⅴ类进行倒推,结果表明:2018年峡山大溪出口水质COD、氨氮、总磷应分别达到82、6.2、0.80mg/L,流域COD、氨氮、总磷的允许排放量分别为2805.57吨/年、335.58吨/年、31.56吨/年;2019年峡山大溪出口水质COD、氨氮、总磷应分别达到61、4.1、0.60mg/L,流域COD、氨氮、总磷的允许排放量分别为2198.24吨/年、273.06吨/年、23.01吨/年;2020年峡山大溪出口水质COD、氨氮、总磷应分别达到40.00、2.00、0.40mg/L,流域COD、氨氮、总磷的允许排放量分别为1428.29吨/年、111.81吨/年、13.86吨/年。（3）不同估算方法由于适用条件不同,在估算通量时,结果会存在一定的差异性。经分析,用瞬时平均浓度与瞬时平均流量之积的方法估算的峡山大溪污染物通量产生的误差波动较大（-40%～60%）,用时段通量平均浓度与时段平均流量之积的方法估算的通量产生的系统误差较大（超过-90%）,从峡山大溪水文水质的变化情况看,当生活用水增加或者闸站开启时,流量和水质浓度均出现突增情况,点源污染明显,故瞬时平均浓度与时段平均流量之积的方法和瞬时浓度与代表时段平均流量之积的方法不满足适用条件,瞬时通量平均法既满足点源占优的条件,又满足系统误差小,精确度高,最适合估算峡山大溪流域COD、氨氮和总磷的通量。利用该方法估算三种污染物通量,结果显示,峡山大溪流域内COD、氨氮和总磷的平均日通量分别为24.68t/d、3.12t/d和0.39t/d。（4）根据实测数据估算的COD、氨氮和总磷的平均日通量分别为24.68t/d、3.12t/d和0.39t/d。从时间变化情况看,南中港支流和葫芦港支流监测断面通量受闸站调控明显,两次开闸通量均出现突增,在闸站运行期间两支流观测断面污染物通量是闭闸期间平均通量的3至15倍。桃陈支流和沙溪支流靠近峡山大溪上游,对闸站调控的响应并不明显,通量在每日的12:00和18:00时分会出现一定的突增,且傍晚时分比中午时分通量大,傍晚时分COD、氨氮和总磷的通量比中午时分的通量平均增加率分别为60.54%、50.97%和33.73%,原因在于傍晚时分人类活动加强,居民用水量大幅增加,泗联支流在监测期间通量总体变化趋势较平缓。从空间分布情况看,葫芦港支流、桃陈沙溪支流、南中港支流是COD通量最高的三条支流,葫芦港支流、泗联支流和桃陈-沙溪支流是氨氮通量最高的三条支流,葫芦港支流、泗联支流和南中港支流是总磷通量最高的三条支流,干流污染物通量几乎呈现出从上游到下游递增的趋势。进一步分析发现,COD、氨氮通量与集雨面积、水田面积、果园面积显着相关,氨氮通量还和人口密度显着相关,此外,三种污染物与村庄用地和城市用地均呈显着正相关。
阙凤翔[10]（2019）在《巢湖十五里河不同河床地貌类型沉积物硝化反硝化潜力与限制性研究》文中研究表明十五里河连通合肥市中西部城区与巢湖西半湖,是西半湖水体氮、磷负荷的主要输入通道,水质常年处于劣V类水平,水体氮素（特别是氨氮）污染十分严重,是巢湖流域氮磷污染最为严重的河道之一。本文以十五里河城市在建区中河床地貌特征相对较为丰富的两处河流片段为研究对象,就河床深潭、浅滩、砾石滩、点砂坝和常规流水区等5种地貌单元类型,解析沉积物底质的硝化潜力及其动态变化性,定量评估不同地貌单元沉积物反硝化潜力,及其对外加碳氮浓度梯度的响应开展定量化分析。主要研究成果如下:（1）十五里河水体氮、磷污染较为严重,NH4+、TN、PO43-、TP均严重超过地表水Ⅴ类水质标准,且水体秋冬季多处于显着的还原状态;根据综合水质标识指数评价结果,研究区水体均表现为劣Ⅴ类并黑臭;基于水体氨氮生态风险的评估结果,研究区水体生态毒性风险不容忽视。（2）沉积物TP污染评价表明,河床沉积物具有较高的生态风险效应,其中点砂坝污染相对最为严重,污染指数均大于1.5;沉积物有机污染评价结果表明,有机氮质量分数和有机指数整体达到Ⅲ级标准,处于尚清洁水平,地貌差异表现出点砂坝有机污染最严重,深潭和流水区次之,砾石滩和浅滩最低的特征。（3）5种河床地貌类型沉积物潜在硝化速率PNR变化范围为0.0020.079（均值为0.024）μmol·（g·h）-1,整体呈现出深潭>点砂坝>浅滩>砾石滩>流水区的特征;表面硝化速率ANR变幅为0.14013.543（均值为3.700）μmol·（m2·h）-1,整体表现为浅滩>流水区>点砂坝>砾石滩>深潭;二者季节变化规律基本一致,均表现为:2017年夏季>2018年夏季>春季>秋季>冬季。（4）硝化速率差异性分析结果表明,深潭、浅滩与其他4种地貌PNR均存在显着差异性,超过半数的地貌类型ANR呈极显着差异性。（5）5种地貌类型沉积物反硝化速率均随外源NO3ˉ浓度梯度的增加而快速增大（R2=0.80）,而反硝化活性在N3浓度水平达到峰值,在N4浓度略有下降（R2=0.56）,但二者季节变化规律基本一致,均表现为夏季>春季>秋季>冬季的特征。（6）在单独氮添加情形下,不同季节5种地貌类型沉积物反硝化速率基本都可以聚类为两大类,且浅滩和砾石滩归属于同一类或同一子类。在外源碳浓度梯度下整体反硝化速率增长率依次为45.09%、26.67%、15.79%、11.43%,即高外源碳浓度水平下沉积物反硝化速率增长速度低于低浓度水平。
二、上海污水排放口水域水质和底质分析（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、上海污水排放口水域水质和底质分析（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）污水厂尾水受纳河段沉积物磷吸收特征及释放风险评估 ——以合肥板桥河为例（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物磷形态研究进展 |
| 1.2.2 沉积物磷吸收研究进展 |
| 1.2.3 沉积物磷释放风险研究进展 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及分析测试方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品的采集与预处理 |
| 2.2.2 分析测试方法 |
| 第三章 污水厂尾水受纳河段水质特征及评价 |
| 3.1 尾水受纳河段水质变化特征 |
| 3.1.1 磷形态变化特征 |
| 3.1.2 氮形态变化特征 |
| 3.1.3 水质整体变化特征 |
| 3.1.4 其它理化指标变化特征 |
| 3.2 河流水质污染评价 |
| 3.2.1 综合水质标识指数法 |
| 3.2.2 水体黑臭程度评价 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 污水厂尾水受纳河段沉积物磷形态及污染评价 |
| 4.1 沉积物磷形态分布及变化特征 |
| 4.1.1 TP变化特征 |
| 4.1.2 IP变化特征 |
| 4.1.3 Ca-P变化特征 |
| 4.1.4 生物有效性磷变化特征 |
| 4.2 沉积物其它理化指标 |
| 4.3 沉积物污染程度评价 |
| 4.3.1 污染评价方法 |
| 4.3.2 污染程度评价 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 尾水受纳河段沉积物磷吸收潜力及对外源碳的响应 |
| 5.1 沉积物磷吸收潜力估算模型 |
| 5.1.1 沉积物磷吸收的实验方案设计 |
| 5.1.2 沉积物磷吸收潜力估算模式 |
| 5.2 不同外源碳梯度下沉积物磷的非生物吸收潜力 |
| 5.2.1 非生物吸收潜力的时空变化性 |
| 5.2.2 差异性分析 |
| 5.3 不同外源碳梯度下沉积物磷的生物吸收潜力 |
| 5.3.1 生物吸收潜力的时空变化性 |
| 5.3.2 差异性分析 |
| 5.4 不同外源碳梯度下沉积物磷吸收的相对贡献分析 |
| 5.4.1 总吸收潜力及其变化特征 |
| 5.4.2 生物吸收贡献评估 |
| 5.4.3 非生物吸收贡献评估 |
| 5.4.4 外源碳的影响效应分析 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 尾水排放对沉积物磷的生物非生物吸收影响 |
| 5.5.2 外源碳浓度梯度对沉积物磷的生物非生物吸收影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 污水厂尾水受纳河段沉积物磷释放风险评估 |
| 6.1 沉积物EPC_0变化特征 |
| 6.1.1 计算模型 |
| 6.1.2 空间尺度变化特征 |
| 6.1.3 外源碳添加对EPC_0影响分析 |
| 6.2 基于EPC_0的沉积物磷释放风险定性评估 |
| 6.2.1 磷释放风险的空间变化性 |
| 6.2.2 磷释放风险的时间变化性 |
| 6.2.3 磷释放风险的外源碳响应 |
| 6.3 沉积物磷释放风险定量评估 |
| 6.3.1 磷释放风险估算模型 |
| 6.3.2 磷释放风险的时空变化特征 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 尾水排放和外源碳对EPC_0变化的影响 |
| 6.4.2 尾水排放对沉积物磷释放风险的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（3）污水厂尾水受纳河段沉积物硝化反硝化速率研究 ——以合肥板桥河为例（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 污水厂尾水对河流水环境水生态的影响 |
| 1.2.2 沉积物硝化作用研究进展 |
| 1.2.3 沉积物反硝化作用研究进展 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及分析测试方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 板桥河基本概况 |
| 2.1.2 污水厂尾水受纳河段情况 |
| 2.2 采样点布设及样品采集 |
| 2.2.1 采样点布设 |
| 2.2.2 样品采集与预处理 |
| 2.3 样品分析测试方法 |
| 第三章 污水厂尾水受纳河段水质特征及环境质量评价 |
| 3.1 尾水受纳河段水质变化特征 |
| 3.1.1 氮形态 |
| 3.1.2 磷形态 |
| 3.1.3 其他理化指标 |
| 3.2 尾水受纳河段水环境质量评价 |
| 3.2.1 综合水质标识指数法 |
| 3.2.2 水质评价 |
| 3.3 水体氨氮暴露生态风险评估 |
| 3.3.1 评价方法 |
| 3.3.2 结果与分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 污水厂尾水受纳河段沉积物污染特征及评价 |
| 4.1 尾水受纳河段沉积物氮磷污染特征 |
| 4.1.1 总氮污染特征 |
| 4.1.2 硝态氮污染特征 |
| 4.1.3 氨氮污染特征 |
| 4.1.4 总磷污染特征 |
| 4.2 沉积物pH和有机质污染特征 |
| 4.3 尾水受纳河段沉积物污染评价 |
| 4.3.1 污染评价方法 |
| 4.3.2 沉积物污染程度评估 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 污水厂尾水受纳河段沉积物硝化速率及影响因素 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.1.1 PNR的测定 |
| 5.1.2 ANR的测定 |
| 5.2 沉积物硝化速率及其变化特征 |
| 5.2.1 表面硝化速率 |
| 5.2.2 潜在硝化速率 |
| 5.3 沉积物硝化速率的环境影响因素 |
| 5.3.1 表面硝化速率对外源碳梯度的响应 |
| 5.3.2 表面硝化速率主要影响因素分析 |
| 5.3.3 潜在硝化速率对外源碳梯度的响应 |
| 5.3.4 潜在硝化速率主要影响因素分析 |
| 5.4 沉积物硝化速率的空间差异性 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 尾水受纳河段沉积物反硝化速率及对外源碳的响应 |
| 6.1 反硝化速率测定方法 |
| 6.1.1 反硝化速率干法测定 |
| 6.1.2 反硝化速率湿法测定 |
| 6.2 干法反硝化速率分析 |
| 6.2.1 反硝化速率分析 |
| 6.2.2 反硝化速率对外源碳的响应 |
| 6.2.3 反硝化速率空间差异性分析 |
| 6.2.4 反硝化速率影响因素分析 |
| 6.3 湿法反硝化速率分析 |
| 6.3.1 反硝化速率分析 |
| 6.3.2 反硝化速率对外源碳的响应 |
| 6.3.3 反硝化速率空间差异性分析 |
| 6.3.4 反硝化速率影响因素分析 |
| 6.4 干湿法反硝化速率比较 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（4）气升式多毛类生物滤器构建及其在牙鲆工厂化养殖中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号表 |
| 前言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 工厂化水产养殖废水的组成与性质 |
| 1.3 工厂化养殖废水的净化方法 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 牙鲆工厂化养殖现状和存在的问题 |
| 1.5 多毛类动物在海洋修复中的研究进展 |
| 1.6 本文主要研究思路 |
| 2 气升式多毛类生物滤器构建及其运行的可行性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验动物 |
| 2.2.2 不同底质 |
| 2.2.3 多毛类饵料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 气升式多毛类生物滤器(APB)构建方法 |
| 2.3.2 工厂化养殖固体废弃物饲喂多毛类的可行性 |
| 2.3.3 不同底质气升式多毛类生物滤器循环运行的可行性 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 不同比例养殖固体废弃物对滤器内多毛类生长存活影响 |
| 2.4.2 不同底质类型的生物滤器内多毛类沙蚕存活生长情况 |
| 2.5 讨论 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 气升式多毛类生物滤器对牙鲆工厂化养殖废水的净化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与仪器 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 多毛类动物密度与饵料 |
| 3.2.4 养殖废水 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 不同底质气升式多毛类生物滤器对牙鲆养殖废水的净化效果 |
| 3.3.2 多毛类生长测定 |
| 3.3.3 数据处理 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 气升式多毛类生物滤器净化养殖废水的常规水质参数变化 |
| 3.4.2 气升式多毛类生物滤器净化养殖废水的特征性水质参数变化 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 气升式多毛类生物滤器净水过程的碳和氮元素平衡与能量分配 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验设计 |
| 4.3.2 气升式多毛类生物滤器碳元素平衡测定 |
| 4.3.3 气升式多毛类生物滤器氮元素平衡测定 |
| 4.3.4 气升式多毛类生物滤器能量分配规律 |
| 4.3.5 数据处理 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 不同底质气升式多毛类生物滤器碳元素平衡 |
| 4.4.2 不同底质气升式多毛类生物滤器氮元素平衡 |
| 4.4.3 不同底质气升式多毛类生物滤器能量分配 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 气升式多毛类生物滤器微生物膜异养菌与硝化细菌变动规律 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与仪器 |
| 5.2.1 实验器材 |
| 5.2.2 仪器设备 |
| 5.2.3 实验动物 |
| 5.2.4 养殖废水 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 实验设计 |
| 5.3.2 微生物膜取样 |
| 5.3.3 异养菌分离、纯化与培养 |
| 5.3.4 异养菌种类分析 |
| 5.3.5 氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌提取与扩增 |
| 5.3.6 氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌MPN-PCR结果计算 |
| 5.4 实验结果 |
| 5.4.1 生物膜微生物总DNA提取结果 |
| 5.4.2 16S rDNA扩增 |
| 5.4.3 PCR扩增结果 |
| 5.4.4 多毛类生物滤器异养菌种类组成 |
| 5.4.5 不同底质气升式多毛类生物滤器异养菌数量变动 |
| 5.4.6 不同底质气升式多毛类生物滤器氨氧化细菌数量变动 |
| 5.4.7 不同底质气升式多毛类生物滤器亚硝酸盐氧化细菌数量变动 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统水质变化与牙鲆的生长 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与仪器 |
| 6.2.1 实验试剂 |
| 6.2.2 仪器设备 |
| 6.2.3 实验动物 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 循环养殖系统设计方法 |
| 6.3.2 养殖方法 |
| 6.3.3 参数测定 |
| 6.3.4 实验分组和终点确定 |
| 6.4 实验结果 |
| 6.4.1 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统水质变化规律 |
| 6.4.2 牙鲆和岩虫平均体质量变化情况 |
| 6.5 讨论 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统碳和氮平衡与能量分配规律 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验材料与仪器 |
| 7.2.1 实验试剂 |
| 7.2.2 仪器设备 |
| 7.2.3 实验动物 |
| 7.3 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统碳、氮平衡和能量分配测定 |
| 7.3.1 设计方法 |
| 7.3.2 养殖方法 |
| 7.3.3 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统碳元素平衡测定 |
| 7.3.4 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统氮元素平衡测定 |
| 7.3.5 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统能量分配测定 |
| 7.3.6 数据处理 |
| 7.4 实验结果 |
| 7.4.1 岩虫的昼夜代谢规律 |
| 7.4.2 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统碳元素平衡 |
| 7.4.3 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统氮元素平衡 |
| 7.4.4 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统能量分配 |
| 7.5 讨论 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）平原河流断面水质变化特性研究 ——以古运河邗江河叉口南断面为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外研究现状 |
| 1.2.2 国内研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线图 |
| 2 古运河扬州段污染原因分析 |
| 2.1 区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 自然概况 |
| 2.1.3 气象气候 |
| 2.1.4 经济社会概况 |
| 2.2 古运河水环境问题分析 |
| 2.2.1 城区生活污染源集中 |
| 2.2.2 排水体制滞后 |
| 2.2.3 非点源污染难以控制 |
| 2.2.4 工业污染时有发生 |
| 2.2.5 河道生态功能遭到破坏 |
| 2.2.6 河道内源污染 |
| 2.3 污染源排放现状调查与预测 |
| 2.3.1 点源调查预测 |
| 2.3.2 非点源污染调查预测 |
| 2.3.3 内源污染调查预测 |
| 2.3.4 污染源汇总 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 古运河扬州段水质分析 |
| 3.1 古运河扬州段基本情况 |
| 3.2 古运河扬州段不同断面水质变化情况分析 |
| 3.2.1 水质指标时间上的变化 |
| 3.2.2 断面间水质相关关系 |
| 3.2.3 水质指标间相关关系 |
| 3.3 邗江河叉口南断面水质情况分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 古运河扬州段水环境容量分析计算 |
| 4.1 水环境容量计算方法 |
| 4.2 水环境容量计算 |
| 4.2.1 水环境容量定义 |
| 4.2.2 计算方法的选择 |
| 4.3 设计水文条件分析 |
| 4.3.1 由实测流量资料确定设计流量 |
| 4.3.2 由实测雨量资料确定设计流量 |
| 4.4 古运河扬州城区段水环境容量计算 |
| 4.4.1 河段划分 |
| 4.4.2 计算条件 |
| 4.4.3 直接法与间接法水环境容量计算比较 |
| 4.4.4 分段求解与整体求解水环境容量 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 水动力模型构建与水质达标分析 |
| 5.1 水动力模型 |
| 5.1.1 控制方程组 |
| 5.1.2 方程组的离散 |
| 5.1.3 离散方程组求解 |
| 5.1.4 实测资料验证 |
| 5.2 水质达标分析 |
| 5.2.1 水环境容量与入河污染物量对比 |
| 5.2.2 水质达标方案 |
| 5.2.3 各污染物削减潜力 |
| 5.2.4 引水流量计算 |
| 5.3 水质达标措施 |
| 5.3.1 污染源控制 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间参与的科研项目 |
（6）漕桥河水环境现状分析与治理对策（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水环境现状 |
| 1.1.1 全国地表水环境现状 |
| 1.1.2 太湖水环境现状 |
| 1.1.3 入太湖河流水质现状 |
| 1.2 国内外水环境治理经验 |
| 1.2.1 国外水治理经验 |
| 1.2.2 国内水治理经验 |
| 1.3 研究背景、目的及意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 漕桥河水环境现状 |
| 2.1 漕桥河概况 |
| 2.2 经济社会概况 |
| 2.2.1 和桥镇 |
| 2.2.2 万石镇 |
| 2.2.3 周铁镇 |
| 2.2.4 前黄镇 |
| 2.2.5 雪堰镇 |
| 2.2.6 控制单元划分 |
| 2.3 漕桥河两岸土地利用现状 |
| 2.4 河道功能现状 |
| 2.5 水域岸线管理保护现状 |
| 2.6 水生态现状 |
| 2.7 已整治情况 |
| 第三章 漕桥河流域水质情况和污染现状 |
| 3.1 水质情况 |
| 3.1.1 主要考核断面水质情况 |
| 3.1.2 沿程水质变化情况 |
| 3.1.3 支浜水质情况 |
| 3.2 污染源调查及入河量计算 |
| 3.2.1 计算方法 |
| 3.2.2 污染物入河量计算结果 |
| 3.3 污染源结构分析 |
| 3.3.1 工业污染源分析 |
| 3.3.2 生活污染源分析 |
| 3.3.3 农业面源污染源分析 |
| 3.4 入湖污染物削减量测算 |
| 第四章 漕桥河流域主要存在问题 |
| 4.1 水资源保护问题 |
| 4.2 水域岸线管理保护问题 |
| 4.3 水污染问题 |
| 4.3.1 工业污染源 |
| 4.3.2 生活污染源 |
| 4.3.3 农业污染源 |
| 4.3.4 支浜污染 |
| 4.4 水环境问题 |
| 4.5 水生态问题 |
| 4.6 执法监管问题 |
| 第五章 治理对策和综合整治方案 |
| 5.1 水污染防治 |
| 5.1.1 加强工业污染整治 |
| 5.1.2 全面落实生活污染治理 |
| 5.1.3 加强农业面源污染整治 |
| 5.1.4 深入开展支浜污染整治 |
| 5.1.5 加大船舶污染治理力度 |
| 5.2 水环境治理 |
| 5.3 水生态修复 |
| 5.4 各控制单元综合整治 |
| 5.4.1 控制单元1(和桥镇)整治 |
| 5.4.2 控制单元2(万石镇)整治 |
| 5.4.3 控制单元3(周铁镇)整治 |
| 5.4.4 控制单元4(前黄镇)整治 |
| 5.4.5 控制单元5(雪堰镇)整治 |
| 5.5 水质改善重点工程 |
| 5.5.1 重点工程 |
| 5.5.2 效益分析 |
| 5.5.3 目标可达性分析 |
| 第六章 后期保障与维护建议 |
| 6.1 法律法规保障 |
| 6.2 经济政策保障 |
| 6.3 组织协调保障 |
| 6.4 监督管理机制 |
| 6.5 科技支撑保障 |
| 6.6 公众参与保障 |
| 6.7 管理保护目标 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 水环境现状分析 |
| 7.2 治理对策 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的论文 |
（7）不同排水体制下苏州河滨岸带空间结构特征及水环境响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究进展与评述 |
| 1.3.1 国外研究进展 |
| 1.3.2 国内研究进展 |
| 1.3.3 研究进展评述 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 工作基础 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2.苏州河沿线区域概况 |
| 2.1 苏州河沿线区域概况 |
| 2.2 苏州河沿线排水体制与排水模式 |
| 2.3 苏州河沿线滨岸带结构变化的空间差异与问题 |
| 3.不同排水体制下苏州河滨岸带空间结构特征 |
| 3.1 数据来源与研究方法 |
| 3.1.1 数据来源 |
| 3.1.2 研究方法 |
| 3.2 滨岸带“四线三带”结构的提出 |
| 3.2.1 滨岸带横向分区界定依据 |
| 3.2.2 “四线三带”型结构的提出 |
| 3.3 “四线三带”结构随排水体制的变化 |
| 3.4 自排区至强排区滨岸带结构的变化特征 |
| 3.4.1 滨岸带横向各分区结构特征 |
| 3.4.2 排水体制与滨岸带空间结构特征关系 |
| 3.5 本章小结 |
| 4.不同排水体制区域水质对滨岸带土地利用空间变化的响应 |
| 4.1 数据来源与研究方法 |
| 4.1.1 数据来源 |
| 4.1.2 研究方法 |
| 4.2 区域水质、滨岸带土地利用空间变化 |
| 4.2.1 区域水质空间变化特征 |
| 4.2.2 滨岸带土地利用空间变化特征 |
| 4.3 滨岸带景观格局特征及空间变化 |
| 4.3.1 干流景观格局变化特征 |
| 4.3.2 自排区景观格局变化特征 |
| 4.3.3 景观格局特征的空间差异 |
| 4.4 不同排水体制区域水质对滨岸带土地利用空间变化的响应 |
| 4.4.1 干流水质对滨岸带土地利用变化的响应 |
| 4.4.2 自排区水质对滨岸带土地利用变化的响应 |
| 4.4.3 不同排水体制区域滨岸带土地利用调控对策 |
| 4.5 本章小结 |
| 5.强排区水质对滨岸带排水设施溢流排放的响应 |
| 5.1 数据来源与研究方法 |
| 5.1.1 研究区域 |
| 5.1.2 数据来源 |
| 5.1.3 研究方法 |
| 5.2 滨岸带泵站溢流排放的水质响应与因素分析 |
| 5.2.1 滨岸带典型泵站溢流排放的水质响应 |
| 5.2.2 溢流排放后水质劣化的影响因素分析 |
| 5.3 滨岸带泵站溢流量、频次对水质黑臭的影响 |
| 5.4 不同排水体制区域滨岸带的保护与修复探讨 |
| 5.5 本章小结 |
| 6.结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究创新性 |
| 6.3 不足与展望 |
| 7.参考文献 |
| 8.附件 |
| 附件一 苏州河野外样线调查植被主要植被类型名录及分布特征 |
| 附件二 苏州河沿线水质、土地利用空间变异相关方法与结果 |
| 致谢 |
| 作者在学期间科研成果 |
（8）保定府河流域水体污染源解析与治理技术体系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 河流污染物时空分异特征 |
| 1.2.2 河流水质评价 |
| 1.2.3 河流污染源解析 |
| 1.2.4 河流水环境治理技术 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 课题来源与技术路线 |
| 2 研究区域与研究方案 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 研究方案 |
| 2.2.1 研究工作概述 |
| 2.2.2 水样采集与保存 |
| 2.2.3 测定方法和主要仪器 |
| 3 府河主要水体污染物时空分异特征及变化趋势分析 |
| 3.1 府河保定市区段主要水质指标时空分异特征 |
| 3.1.1 府河保定市区段主要水质指标空间变化特征 |
| 3.1.2 府河保定市区段主要水质指标时间变化特征 |
| 3.2 府河流域主要水质指标时空分异特征分析 |
| 3.3 基于季节性Kendall模型的府河水质变化趋势分析 |
| 3.3.1 季节性Kendall检验模型原理 |
| 3.3.2 季节性Kendall检验过程 |
| 3.3.3 水质变化趋势结果分析 |
| 4 府河流域水体水质多级模糊综合评价 |
| 4.1 基于AHP-熵权法组合赋权的河流水质多级模糊综合评价模型 |
| 4.1.1 模糊综合评价模型 |
| 4.1.2 河流水质多级模糊综合评价模型 |
| 4.2 府河流域水体水质多级模糊综合评价 |
| 4.2.1 府河保定城区河段水质多级模糊综合评价(2014年) |
| 4.2.2 府河流域水质多级模糊综合评价(2018年) |
| 5 府河流域水体主要污染源解析 |
| 5.1 基于聚类分析的府河流域水体污染源解析区域划定 |
| 5.2 基于PCA模型的府河流域水体污染源识别 |
| 5.2.1 主成分分析模型(PCA) |
| 5.2.2 府河流域不同研究分区水体主要污染源判别 |
| 5.3 府河流域水污染主要来源分析 |
| 5.3.1 工业污染 |
| 5.3.2 生活污染 |
| 5.3.3 面源污染 |
| 5.4 基于APCS-MLR模型的府河流域水体污染源贡献率分析 |
| 5.4.1 绝对主成分多元线性回归分析模型(APCS-MLR) |
| 5.4.2 府河流域不同研究分区水体主要污染源贡献率分析 |
| 6 府河流域水环境综合治理技术体系研究 |
| 6.1 芦苇潜流人工湿地处理府河水的试验效果分析 |
| 6.2 府河流域水环境综合治理技术体系构建 |
| 6.2.1 府河流域污染源控制与生态拦截技术体系 |
| 6.2.2 府河支流及上游干流(城区)水质改善与综合治理技术体系 |
| 6.2.3 府河中下游干流(近郊与农村)水质改善与修复技术体系 |
| 6.3 府河流域水环境治理维护与管理工作探讨 |
| 6.3.1 完善落实河流保护管理相关法律规范 |
| 6.3.2 组建科学高效的河流综合管理机构 |
| 6.3.3 构建河流保护与管理服务信息系统 |
| 6.3.4 规范河流治理工程建设与运营维护 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在读期间发表的学术论文 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（9）闸控重污染小流域水文水质及污染物通量变化特征研究 ——以峡山大溪为例（论文提纲范文）
| 内容摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.4 创新点 |
| 2 研究方法 |
| 2.1 峡山大溪流域概况 |
| 2.2 水文水质同步观测试验 |
| 2.3 水文水质数据处理 |
| 2.4 水质数学模型构建 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 闸站调度下峡山大溪水文水质变化分析及水质模型应用 |
| 3.1 峡山大溪水文变化规律及成因分析 |
| 3.2 峡山大溪水质变化规律及成因分析 |
| 3.3 污染物排放与水质响应关系 |
| 3.4 污染物允许排放量模拟结果 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 闸站调度下峡山大溪污染物通量变化规律研究 |
| 4.1 污染物通量估算方法 |
| 4.2 污染物通量计算结果的不确定性分析 |
| 4.3 峡山大溪流域污染物通量变化规律分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 附录 :攻读硕士学位期间发表的部分学术论着 |
（10）巢湖十五里河不同河床地貌类型沉积物硝化反硝化潜力与限制性研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物硝化潜力研究进展 |
| 1.2.2 沉积物反硝化潜力研究进展 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及分析测试方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 河道形态与地貌特征 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样点的布设与样品的采集 |
| 2.2.2 样品分析测定方法 |
| 第三章 不同河床地貌类型水质污染状况及氨氮毒性评估 |
| 3.1 不同河床地貌单元水质变化特征 |
| 3.1.1 氮磷浓度变化特征 |
| 3.1.2 其他理化指标变化特征 |
| 3.2 基于综合水质标识指数的水质评价 |
| 3.2.1 评价方法 |
| 3.2.2 结果与分析 |
| 3.3 氨氮暴露生态风险评估 |
| 3.3.1 评价方法 |
| 3.3.2 结果与分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 不同河床地貌类型沉积物理化性质及污染评价 |
| 4.1 不同地貌类型沉积物理化性质及其变化特征 |
| 4.1.1 深潭 |
| 4.1.2 浅滩 |
| 4.1.3 砾石滩 |
| 4.1.4 点砂坝 |
| 4.1.5 流水区 |
| 4.2 沉积物污染评价 |
| 4.2.1 污染评价方法 |
| 4.2.2 沉积物污染评估 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 不同河床地貌类型沉积物硝化潜力分析与评估 |
| 5.1 实验方案设计 |
| 5.1.1 潜在硝化速率测定方案 |
| 5.1.2 表面硝化速率测定方案 |
| 5.2 不同地貌类型沉积物硝化速率及其动态变化性 |
| 5.2.1 潜在硝化速率 |
| 5.2.2 表面硝化速率 |
| 5.3 河床沉积物硝化量估算 |
| 5.3.1 硝化量估算方法 |
| 5.3.2 硝化量估算结果 |
| 5.4 不同地貌类型沉积物硝化潜力与环境因素关系分析 |
| 5.4.1 潜在硝化速率与上覆水水质关系分析 |
| 5.4.2 表面硝化速率与上覆水水质关系分析 |
| 5.4.3 硝化速率与沉积物理化性质关系分析 |
| 5.5 不同地貌类型沉积物硝化潜力的差异性分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 不同河床地貌类型沉积物反硝化潜力分析与评估 |
| 6.1 实验方案设计 |
| 6.2 不同地貌类型沉积物反硝化潜力对外源氮的响应 |
| 6.2.1 反硝化速率 |
| 6.2.2 反硝化活性 |
| 6.3 不同地貌类型反硝化速率聚类分析 |
| 6.4 不同地貌类型沉积物反硝化潜力影响因素分析 |
| 6.4.1 沉积物反硝化速率与水质指标的关系 |
| 6.4.2 沉积物反硝化速率与沉积物理化指标的关系 |
| 6.5 不同地貌类型沉积物反硝化潜力对外源氮碳的响应 |
| 6.6 沉积物反硝化潜力外源碳氮限制性分析 |
| 6.6.1 外源氮对反硝化速率的影响 |
| 6.6.2 外源碳对反硝化速率的影响 |
| 6.7 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
四、上海污水排放口水域水质和底质分析（论文参考文献）
- [1]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)
- [2]污水厂尾水受纳河段沉积物磷吸收特征及释放风险评估 ——以合肥板桥河为例[D]. 汤宁. 合肥工业大学, 2020(02)
- [3]污水厂尾水受纳河段沉积物硝化反硝化速率研究 ——以合肥板桥河为例[D]. 俞欣. 合肥工业大学, 2020(02)
- [4]气升式多毛类生物滤器构建及其在牙鲆工厂化养殖中的应用[D]. 杨大佐. 大连理工大学, 2019
- [5]平原河流断面水质变化特性研究 ——以古运河邗江河叉口南断面为例[D]. 曾聪. 扬州大学, 2019(06)
- [6]漕桥河水环境现状分析与治理对策[D]. 陈忠. 江苏大学, 2020(02)
- [7]不同排水体制下苏州河滨岸带空间结构特征及水环境响应[D]. 丁磊. 华东师范大学, 2019(06)
- [8]保定府河流域水体污染源解析与治理技术体系研究[D]. 张铁坚. 河北农业大学, 2019
- [9]闸控重污染小流域水文水质及污染物通量变化特征研究 ——以峡山大溪为例[D]. 王钟. 三峡大学, 2019(06)
- [10]巢湖十五里河不同河床地貌类型沉积物硝化反硝化潜力与限制性研究[D]. 阙凤翔. 合肥工业大学, 2019(01)
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