丁中海[1]（2013）在《基于五律协同原理的江苏太湖水污染治理研究》文中进行了进一步梳理太湖是国家水污染重点治理的“三湖”之首,也是江苏生态文明建设的重中之重。2007-2012年太湖流域水环境综合治理第一阶段治理任务己经完成,虽然各项综合治理措施得到全面推进,但太湖流域水质没有根本性好转,水华依然频发,生态系统恢复缓慢。为了更好地推进第二阶段（2013至2020年）的太湖水环境综合整治,本文从太湖水污染治理的实际需要出发,运用五律解析系统分析方法,系统分析社会发展、经济发展、技术应用等对太湖流域水污染负荷产生、控制和削减的影响,探讨太湖流域自然生态环境对水污染负荷承载的响应,以明晰太湖水污染久治难清的关键瓶颈;运用五律协同系统综合方法,以社会管理难易程度、技术可行性、经济可行性、目标可达性为重点,面向太湖治理的国家目标,系统分析现行控源减排、调水引排途径的协同性,简要判断太湖水环境综合治理方案的五律协同性及其存在的主要问题,据此构建优化的太湖水污染治理系统方案,以加快实现太湖变清。论文研究取得了以下主要成果:1、太湖水污染是社会、经济、技术、自然和环境五类规律联合作用的结果,太湖水质改善与生态恢复瓶颈主要包括:入湖污染负荷长期大于太湖的纳污能力,导致自然生态受到严重破坏,进一步削弱了流域环境承载力;人口的聚集与城镇化促使社会生活成为太湖水污染负荷的首要来源,水环境管理条块分割、多头管理、部门和区域协调等问题制约了工程技术措施治污能力的有效、稳定发挥;流域经济正处于“工业化高级阶段”,造纸、纺织、石化等行业对流域水环境造成的压力最大,但水环境压力随经济发展上升趋势己有所减缓,发达的经济为水环境治理提供了雄厚的经济基础和充足的资金来源;廉价的深度处理技术、清洁生产技术尚不能全面覆盖流域水污染控制的所有领域,现有成熟技术的系统集成与优化是当前太湖治理的重要技术方向。2、控源减排是根治太湖水污染的治本之道。现行的控源减排途径基于当前流域社会管理体系和经济条件,具有技术经济可行性,与实现太湖水变清目标总体协同,应作为今后治太工作的重点。与此同时,现阶段大范围深度处理不具有经济可行性,无法低成本、高效率地稳定实现所有行业、所有部门的高标准达标排放;即便所有污染源都能达标排放,由于流域污水量极大,加上难以控制的面源和内源污染,其污染负荷依然超过太湖的纳污能力;达标排放的尾水如何实现其污染物对太湖流域敏感水体的“零排放”,亟待寻求出路。3、江苏省太湖流域引排工程总体上具有较高的五律协同度,工程的自然、技术条件成熟,经济成本可承受,社会管理和环境容量改善方面存在一些不同看法,但可以通过强化管理和协作予以解决,充分发挥工程“以清释污、以丰补枯、以动治静、改善水质”的作用。4、现行的太湖流域水环境综合治理途径强调控源截污与生态修复并重,总体上是五律协同的,但协同度不够高,难以短时间内实现太湖变清。主要问题在于,以当前和未来较短一段时期的社会经济技术条件下,达标尾水依然带入大量污染负荷,需要寻求经济技术可行的过渡性控制措施。5、为了尽快实现太湖变清的国家目标,在继续实施“总体方案”既定策略的同时,建议对现阶段控源减排后依然对流域自然生态和人工生态环境造成巨大压力的尾水进行归槽导流、湿地净化,形成“控源减排、尾水归槽、湿地净化”的系统方案,为控源减排深度治理等太湖水污染治本之道争取宝贵的缓冲时间。
王莹,王道玮,李辉,赵世民,李兆欣,潘学军[2]（2013）在《内陆湖泊富营养化内源污染治理工程对比研究》文中认为湖泊富营养化是重大水环境污染问题,目前我国正在开展富营养化的研究及其综合治理。本文分析了底泥疏浚工程、生态引水工程和水生植物修复三种典型的内陆湖泊内源污染治理工程技术在治理湖泊富营养化过程中的作用,综述了三种工程措施在国内外的运用现状,比较了三种措施在改善湖泊水环境过程中的优点和不足,指出在解决湖泊富营养化问题时单独使用其中一种方法都存在的局限性,在此基础上,以滇池为例,对三种工程措施的治理效果和结合途径进行探讨。
王莹[3]（2012）在《滇池内源污染治理技术对比分析研究》文中指出内源污染的实质是沉积物污染,在适宜的环境条件下,沉积物-水界面氮磷营养盐浓度差达到一定程度则会向水体释放,严重时可造成水体富营养化。同样,沉积物中的重金属和难降解的有机物在一定条件下也会向水体释放,通过生物富集对生物体产生较强的毒害作用,并有可能通过食物链威胁人类身体健康。现阶段,内源污染的治理研究已成为国际上环境保护工作的热点之一。我国也在重点湖泊的内源污染治理方面开展了大量的研究工作,在不同湖泊分别实施了底泥疏挖、生态修复、引水冲刷和原位控制等工程。然而,一直以来对各种内源污染治理技术都只是针对一种技术进行相关分析和效果预测,尚未有人对不同治理技术进行综合对比分析研究。因此,如何选用合理的治理技术,用有限的治理资金去取得最大的环境效益成为环境保护管理决策者面前的一道难题。滇池作为三湖治理的难点,其污染问题受到政府的高度重视和国内外学者的广泛关注。当前,滇池外源性污染在严格的环境监管体系下已得到较好的控制,而内源污染则成为水体污染控制所面临的严峻挑战。鉴于滇池治理的紧迫性和重要性,不同内源污染治理技术综合对比研究的缺乏性,本论文以滇池为研究区域,系统研究了滇池污染底泥疏挖及处置工程、滇池水葫芦圈养及资源化利用工程以及牛栏江-滇池补水工程三种不同技术对滇池内源污染治理的影响效果,旨在为滇池以及其他湖泊的内源污染治理工作提供科学依据。（1）通过对疏挖区和未疏挖区进行有无对比法研究,综合分析了疏挖工程对水体和底泥理化性质、氮磷营养盐、重金属和砷污染物以及生物多样性的影响,同时对底泥疏挖的社会效益进行了研究。水体和底泥的理化性质在疏挖后均有一定程度的改善。相比未疏挖区,草海南部疏挖区水体浊度平均降低5FTU,透明度平均升高11.5cm,盘龙江和大清河疏挖区变化较小；三个疏挖区水体电导率降低5-13s/m,而DO、pH、ORP等指标没有明显变化。盘龙江和大清河疏挖区底泥有机质含量和烧失量明显下降,含水率变化不大,而草海疏挖区含水率明显下降,有机质含量和烧失量变化不大；三个疏挖区粉粒含量均增多,粘粒含量则不同程度的减少。各疏挖区水和间隙水中不同形态氮磷含量基本低于未疏挖区,而重金属及砷在水中均未检出。各疏挖区底泥中污染物含量明显低于未疏挖区,经估算疏挖工程共去除总氮1.15万吨,总磷5432吨,Pb458.7吨,Cu439.8吨,Zn1030.5吨,Cd5.3吨,Cr365.7吨,As85.9吨。对外海两个疏挖区的柱状底泥进行氮磷形态分级,结果表明：疏挖后生物有效性氮含量相比未疏挖区大量减少,只有部分表层沉积物呈现出潜在的释放趋势；Ca-P和Fe-P所占总磷的比例较大,其随深度的变化和总磷相似,呈逐渐降低的趋势,而疏挖条件并未导致Ca-P和Fe-P的大量释放,对水体含磷量的影响不大。使用地质累积指数法和潜在生态风险评价法对沉积物中的重金属和砷的污染级别和潜在生态危害性进行评价,结果发现：疏挖区五种重金属和砷的污染程度均低于未疏挖区；以单个重金属的潜在生态危害系数进行评价,疏挖区的生态危害因子小于未疏挖区；以多个重金属的潜在生态危害系数进行评价,发现滇池表层沉积物中重金属和砷的生态危害总体处于轻微程度。对各水域浮游生物多样性的分析研究表明：疏挖区相较于未疏挖区,藻类生物量有所增多,生物多样性指数得到升高,但生物多样性总体处于极低水平,盘龙江和大清河疏挖区仍为重污水带。通过问卷调查的方式,研究了该工程的社会效益。绝大部分公众和被调查企事业单位对底泥疏挖工程持积极肯定态度,并具有较高的支付意愿；该工程为周围居民提供了一些就业机会,改善了生态景观和城市投资环境,促进了旅游发展；同时该工程也是一项生动的环保宣传活动,增强了人们的环保意识,具有较好的社会效益。（2）在水葫芦圈养种植期间,通过对滇池草海水质8个月的跟踪监测,初步研究了圈养水葫芦对滇池草海水体中氮磷营养盐的去除效果,分析了长期种植水葫芦对草海沉积物间隙水中氮磷营养盐的影响,评估了圈养水葫芦对湖泊内源污染的治理效果。结果表明,草海水域水体理化指标在2011年10月15日前均有不同程度的好转,水体透明度、溶解氧、氧化还原电位升高,pH和电导率降低；而10月15日后各理化指标呈现恶化的趋势。水葫芦在整个试验期间对水体中不同形态磷的净化效果明显,总磷、可溶性总磷和正磷酸盐分别由初始浓度0.44±0.09mg/L、0.17±0.01mg/L、0.15±0.01mg/L降至0.07±0.01mg/L、0.01±0.001mg/L、0.003±0.001mg/L,去除率为84.09%、94.12%和98.00%；而对水体中不同形态氮的净化效果不明显,在10月15日前,水体中总氮、硝氮和氨氮的最高去除率分别为17.24%、50.07%和75.76%,而至次年1月15日,水体中总氮和硝氮浓度明显升高,分别为5.09±0.76mg/L和3.34±0.08mg/L,氨氮浓度相对较低,为0.26±0.08mg/L。间隙水中主要以铵态氮和正磷酸盐为主,且不同形态氮磷浓度均呈现先升高后降低的趋势,表明水葫芦的圈养种植对沉积物中营养盐的释放产生了影响。各水质指标间的相关性分析表明,温度和pH是影响水葫芦净化水体的重要因素,温度升高和pH降低可以促进水体的净化；而pH值的上升则会引起沉积物中营养盐的释放,导致水质恶化。（3）通过搜集有关牛栏江补水工程的相关资料,对滇池水污染物最大允许排放量、生态环境补水量以及补水效果进行科学预测。运用二维水质模型得到2020年滇池污染物水平,外海平均水质TP浓度为0.10mg/L、TN为1.45mg/L,CODMn指标好于Ⅲ类水质目标要求,满足2020年滇池外海水质达到Ⅳ类水质的要求。运用零维模型,得到外海TN和TP的衰减系数分别为11.27/a和10.88/a,草海TN和TP的衰减系数分别为2.41/a和2.73/a,生态补水使滇池TN和TP的最大允许纳污量分别提高了约20%。为使2020年滇池水质基本满足其规划水质目标要求,滇池所需环境补水量约为5.5～6.5亿m3/a。本文对三种内源污染治理技术的对比研究表明,在滇池草海、外海入湖河口、外海东部、北部等沉积物污染较为严重、水体污染物浓度都较高的区域,可以优先实施底泥疏挖工程,随后实施水葫芦控制性圈养；在滇池外海湖区,由于水体本身较高的污染物负荷以及较长的换水周期,要快速改善滇池水质,在引水水源和资金充足的条件下可考虑实施引水工程。
楼雪聪[4]（2010）在《慈溪城河生态修复治理技术研究》文中认为河流生态修复,是指为了维护河流的生物多样性,保护河流的自然生态环境,采用与水利工程相结合的技术,提高河流生态功能的一种治理方案。近年来,国内对河流生态修复已有较多的研究和论述,也有一些成功的工程实例。选择具有我国南方特色的河流（浙江慈溪城河）进行生态修复,具有重要的理论和现实意义。在本研究中,浙江慈溪城河已经清淤截污的慈溪市峙山文化广场A区河道被选择作为防治城河富营养化和生态修复的试点河段。结合清淤、截污、黄泥浆制藻、水位调控等措施,在试验河道的南区、东区、北区、西区配置不同的植物群落和放养水生动物白鲢和环棱螺,以修复水生生态系统食物链中的生产者高等水生植物及消费者水生动物,用于抑制藻类,疏通与增加河流生态系统中有机质、营养盐等在河段中迁移、转化、输出途径和量,并多途径地控制与减少污染物的输入途径和量。将原已生态失衡的状况,逐步恢复生态平衡,从而改善水质,控制水体富营养化。试验结果表明,各区水生生态系统的修复,水质的改善,富营养化的控制,与其内因各区水生植物修复的情况及外因外源污染负荷、外界干扰等因素有关。南区,修复了有伊乐藻、苦草、菹草、金鱼藻、轮叶黑藻、菱等组成的以沉水植物为主的植物群落,所受的氮、磷、有机质等污染物质经北区、西区水生植物、水生动物净化后,到达南区污染负荷已得到一定程度的控制。治理后,富营养化得到完全控制,从重度富营养到中营养,水质类别从劣V类到Ⅱ类,水质状况从重度污染到优,水生生态系统的结构、功能得到了很好的改善,并对外界的干扰具有较强调节、补偿能力,从而保持生态系统的稳定性。东区,首先修复了以漂浮植物蕹菜为主的先锋植物群落,通过其抑制藻类,改善水质后,修复了以沉水植物为主的植物群落,但由于捕鱼、捕螺蛳,甚至私自放养草鱼等外来干扰超过了自我调节能力,又回落到以漂浮植物蕹菜为主的植物群落阶段。所受的氮、磷、有机质等污染物经北区水生植物、水生动物净化后,到该区污染负荷已得到一定程度的控制。治理后,富营养化得到有效控制,从重度富营养到轻度富营养,水质类别从V类到Ⅲ类,水质状况从中度污染到良好。由于以漂浮植物蕹菜为主植物群落阶段,溶解氧常成为水质类别提高的限制因素,而且蕹菜不能越冬,不能自我繁殖,因此水生生态系统的结构、功能的改善及稳定性不如南区、西区、北区。靠近污染源,输入的氮、磷外源污染负荷要大于污染输出负荷,超过其水生生态系统的自净能力,造成生态滞留。在水生植物修复的整个过程中,沉水植物很难在西区和北区这二区定居,主要以浮床植物和漂浮植物为主。治理后,西区富营养化程度减轻,综合营养状态指数从70减少到63,水质类别从劣V类到V类,水质状态从重度污染到中度污染；北区治理后,富营养化得到一定控制,综合营养状态指数从77减少到68,从重度富营养到中度富营养,水质类别仍处于劣V类,重度污染状况,但主要污染因子减少。因此,要修复慈溪城河水生生态系统,完全控制水体富营养化,达到水环境功能目标,一是要控制污染负荷,避免资源代谢在时间、空间尺度上的生态滞留或耗竭；二是要把慈溪城河作为受人类活动与社会行为影响的社会-经济-自然复合生态系统,使硬件、软件、心件相结合,政府、科技单位、企业、群众相结合,避免或减少人类活动和社会行为对水生生态系统修复的干扰；三是在水体能控制的情况下,以苦草、金鱼藻、轮叶黑藻、伊乐藻、菹草等暖季、寒季能自然交替的沉水植物为主结合白鲢、螺蛳等水生动物的修复；但一般情况下,由于水位受降雨等自然因素的制约比较大,在沉水植物修复受透明度及水质制约时,首先以蕹菜等漂浮植物为主,作为生态型兼经济型的先锋植物群落,结合白鲢、螺蛳等水生动物进行修复,抑制藻类,净化氮、磷等营养物质,提高水体透明度,为沉水植物的修复创造条件,最后以苦草、金鱼藻、轮叶黑藻、伊乐藻、菹草等暖季、寒季能自然交替的沉水植物为主结合白鲢、螺蛳等水生动物的修复。这种生态修复能够集生态、景观、经济效益于一体,具有很好的应用前景。
陈玲[5]（2009）在《污水处理厂达标外排水对受纳水体及修复植物的影响研究》文中进行了进一步梳理随着我国经济与人口的快速增加,污水排放总量也在迅速增加,为遏制其造成的生态环境污染,近年来,我国加大了城市污水与工业废水的集中处理率。排放自然水体是污水的自然归宿,也是目前我国污水最主要的出路。对于已建成的污水处理厂,其纳污水体也就是一定的。自然水体对接纳废水具有一定的稀释与净化能力,但这个稀释与净化能力是一定的。随着污水排放量的增加,会加剧废水对纳污水体带来冲击和负面影响。而且对于作为纳污水体的河流,在修复过程中,其接纳废水量必然会对修复植物的生长产生影响。因此,研究污水处理厂的废水排放量对受纳水体本身和其修复植物的影响,对水环境的保护和水体修复,具有重要的理论与实际意义。本文通过对自然水体、废水排放量等条件的模拟,通过大量实验,取得以下重要结论:污水处理厂外排水对受纳水体中的有机物有明显的影响。实验结果表明,水中有机物与叶绿素都随接纳水量而增加,COD除3#比对照低32%外,2、4和5#中COD分别比对照高93%、46%和46%,叶绿素除3#比对照低51.7%外,2、4和5#中叶绿素分别比对照高129.9%、106.5%和81.8%。这说明排水促进了水体藻类初级生产者的演替过程;也说明浮游植物是水体COD的主要贡献者。外排水对受纳水体氮磷也有显着的影响。总氮随接纳水量的增加而显着增加,与总氮相比,而水中总磷与接纳废水量的关系并不显着。按照湖泊N、P限制性因素的Redfield比值判断,对照体系1#的氮磷相对平衡,而接纳水量最少的2#系统N起限制作用,随着接纳水量的进一步增加,磷则成为主要的限制性因素。外排水对受纳水体溶解性无机盐的积累贡献明显。污水处理厂达标外排废水能显着地增加受纳水体的溶解性盐,可能会导致水生生态系统的退化或增加水体修复的难度,这在干旱地区的水体可能会更加明显。外排水对受纳水体底泥有机质的影响也十分显着,接纳水中的有机物水体中有机物的沉降与积聚,反而促进了底泥中有机物的矿质化过程。在用修复植物修复已退化的水体时,作为污水处理厂尾水的受纳水体,采用伊乐藻作为修复植物,可以取得比采用水网藻作为修复植物更好的修复效果。一定量的尾水会对植物的生长环境产生某种胁迫作用,而伊乐藻对这种胁迫的抵抗能力较强,在胁迫条件下,也可以较好的生存。在设计污水处理厂及选址时,最好能将污水处理厂废水的排放量与受纳水体水量的比例控制在1:100以下。在该比例条件下,尾水对受纳水体及其修复植物影响较小,可将纳污水体的COD、TN、TP控制在一个相对较低的水平上,且修复植物受到的环境胁迫也较少,能够很好的生长。
顾俊[6]（2008）在《城市内河生态修复及其对氮素转化影响的实验研究》文中认为城市河流作为自然流域的一部分,参与整个水文循环过程,但他又深受城市环境的影响。因此,探讨在目前城市污染格局下平原河网结构形态与生态修复程序对水体主要污染物之一氮素自净能力、环境容量、营养循环的影响,对指导城市内河生态修复、恢复河流生态结构与净化功能具有的理论与实际意义。本文通过在室内开展河道流速、弯曲度、有效光辐射等物理条件以及曝气与植物修复等修复方法对河流氮素净化功能的影响的模拟实验,得出以下重要结论。缓流水体水中氮素含量变化受流速的影响很大。当河流的流速低于0.5m/h时,水体中TN含量最高,河水中含氮污染物主要以沉积为主,污染物的降解速度很慢。由于水体在流动状态下大气复氧速率会大大上升,有机氮的矿化与氨氮的硝化反应也更利于进行。当流速超过1.5 m/h时,会使河道中的TN含量快速降低,这表明河流水动力条件的加强有利于含氮污染物的降解。河流弯曲度的增大也有利于氮素的净化。而弯曲度太大,又会增大水与底泥的接触面积,造成底泥中含氮污染物向水体扩散而影响水质。实验发现与TN相比,弯曲度增加更有利于NH3-N与NO3--N的降解。城市化发展对河流影响的另一个特点是高大建筑物强烈减少了河流生态系统的有效光辐射。光照强度的改变会影响到水体生物群落的结构与生产力,以及污染物的转化过程。实验发现,日光直射的水体中氮素的含量明显比无直射的水体低。因此,这在城市规划或生态河网建设中要引起高度重视。有机质含量高的底泥向水体中释放氮素的速度与浓度都更高。在底泥有机质含量为41.23g/kg的水体中TN的最高浓度达到14.17mg/L。有机质含量低的底泥释放NH3-N的速度快,但释放总量有限。有机质含量最高的底泥表现出较强的持续大量释放NH3-N的能力。水网藻比金鱼藻更耐污染,在富营养化严重的城市内河进行水体修复时可优先考虑使用水网藻作为修复植物,但待水体中营养盐浓度降至一定的程度时,可选用金鱼藻作为后续修复植物。采用向水体曝气可以有效地促使总氮与NH3-N的降解,此时再以土着水生植物进行修复可以显着地提高水体修复的效果、稳定性与修复成功的保证率,并使TN、NH3-N维持在1.0mg/L和0.5mg/L以下。但应避免城市内河有效光辐射的减少对水体修复影响。
魏海波[7]（2006）在《武汉市城市湖泊景观塑造研究》文中指出武汉拥有丰富的湖泊资源,却面临“优于水而忧于水”的尴尬处境。笔者根据对武汉城市湖泊景观现状的调查,分析了城市湖泊资源在为市民提供公共活动空间、维系城市生态安全、构建城市特色等方面的重要作用及面临的问题;并将武汉市城市湖泊分为城中公共空间型湖泊、跨城乡风景型湖泊、城郊生态型湖泊三种类型。通过对国内外湖泊景观发展及相关理论（城市意象、生态规划、田园城市、城市公园运动宗旨）的研究,文章提出了适用于武汉市湖泊景观塑造的功能主导、生态优先、特色鲜明、网络联合的基本原则,指导武汉市城市湖泊景观塑造。对于城中公共空间型湖泊景观塑造,分析了该类湖泊可作为城市公园、城市公共中心、城市意象节点的功能,针对该类湖泊滨湖绿化空间少、湖泊与城市空间分隔、江湖缺乏联系的弊端,提出扩展滨湖空间、满足服务对象需求、加强湖城联系、优化湖泊水景观的具体措施。对于跨城乡风景湖泊景观塑造,文章提出了该类湖泊除了具有风景区的功能外,还应成为城市生活岸线的观点;并阐述了该类湖泊景观塑造中协调湖城关系、突出自然与文化资源特色的方法;最后以典型的东湖风景区为例深化论述,并期望其成为武汉市其他跨城乡风景湖泊的借鉴。对于城郊生态型湖泊景观塑造,文章给出了塑造丰富多样的湖泊生态景观的方法,并提出以城郊湖泊为主要斑块、利用道路绿地、城市公园、农用地、林地、灌木地等构建武汉市主城区大型生态网络的构想,最后论叙了该类湖泊利用与保护协调的方法。
周俊,王焰新,蔡鹤生[8]（2002）在《引江灌湖治理东湖污染工程方案初探1》文中研究表明论述了引江灌湖治理东湖污染工程的方案。提出在长江距沙湖最近的岸边设取水点,引长江水注入沙湖,再灌入东湖。江水与湖水在东湖中充分混合,最终携带部分污染物通过青山港、武丰闸排入长江,从而减轻东湖污染质的总量,降低东湖的污染。建立了引排水流量、引排水周期、每个周期所能降低东湖污染的百分率三者之间的方程式,并以当前东湖超标最严重的总磷（TP）为例来初步确定引、排水流量和总量。
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。
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。
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。
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 江苏省太湖流域概况 |
| 1.1.2 江苏省太湖流域水环境状况 |
| 1.1.3 江苏省太湖水污染治理历程 |
| 1.2 国内外湖泊水污染治理研究综述 |
| 1.2.1 典型国家水污染治理模式 |
| 1.2.2 典型湖泊的水污染治理途径 |
| 1.2.3 国内外湖泊富营养化治理措施 |
| 1.2.4 我国湖泊污染状况 |
| 1.2.5 我国湖泊治理模式 |
| 1.2.6 江苏水系污染控制研究与实践 |
| 1.3 五律协同原理与方法 |
| 1.3.1 五类规律 |
| 1.3.2 五律协同原理 |
| 1.3.3 五律解析系统分析方法 |
| 1.3.4 五律协同系统综合方法 |
| 1.4 研究目的、内容、方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究方法 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第二章 水污染五律解析 |
| 2.1 社会解析 |
| 2.1.1 人口发展与水污染 |
| 2.1.2 流域管理与水污染 |
| 2.1.3 公众参与和水环境 |
| 2.1.4 分析与总结 |
| 2.2 经济解析 |
| 2.2.1 经济发展特征 |
| 2.2.2 经济发展与工业污染物排放 |
| 2.2.3 经济发展与水污染治理 |
| 2.2.4 分析与总结 |
| 2.3 技术解析 |
| 2.3.1 控源减排技术 |
| 2.3.2 水环境整治技术 |
| 2.3.3 调水引排技术 |
| 2.3.4 监测和预警技术 |
| 2.3.5 分析与总结 |
| 2.4 自然及环境解析 |
| 2.4.1 平原水网,浅水碟形湖泊,吞吐性差,水力停留时间长 |
| 2.4.2 良好的生态条件赋予流域较强的自然净化与生态恢复潜力 |
| 2.4.3 流域主要水污染物排放总量长期超过水环境承载力 |
| 2.4.4 水质虽有改善,但依然超标严重,TN、TP成为主要限制因子 |
| 2.4.5 富营养化形势依然严峻,水生态系统服务功能退化 |
| 2.4.6 分析与总结 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 水污染治理途径五律协同分析 |
| 3.1 江苏省太湖水污染治理体系与途径概述 |
| 3.2 控源减排途径的五律协同分析 |
| 3.2.1 重点工业源治理工程协同分析 |
| 3.2.2 城镇污水处理厂建设工程协同分析 |
| 3.2.3 农业源治理工程协同性分析 |
| 3.2.4 控源减排途径协同性分析 |
| 3.3 引排工程五律协同分析 |
| 3.3.1 引排工程五律解析 |
| 3.3.2 引排工程五律协同度分析 |
| 3.4 综合治理途径的五律协同分析 |
| 3.4.1“控源减排、达标排放”五律协同分析 |
| 3.4.2“控源截污、引排工程”五律协同分析 |
| 3.4.3 综合治理途径的优势与问题 |
| 3.5 完善治理途径的策略建议 |
| 3.5.1 尾水归槽已有实施条件 |
| 3.5.2 尾水归槽能同时改善区域河网与太湖湖体的水质 |
| 3.5.3 导流技术、湿地净化技术成熟 |
| 3.5.4 “控源减排、尾水归槽、湿地净化”的五律协同度高 |
| 第四章 结语 |
| 4.1 主要研究结论 |
| 4.2 研究创新之处 |
| 4.3 问题与讨论 |
| 参考文献 |
| 附录：攻读博士学位期间主要学术成果 |
| 致谢 |
| 1 底泥疏浚工程 |
| 1.1 底泥疏浚国内外应用现状 |
| 1.2 湖泊底泥疏浚的优点和局限性 |
| 2 生态引水工程 |
| 2.1 生态引水工程国内外应用现状 |
| 2.2 生态引水工程的优点和局限性 |
| 3 水生植物修复治理工程 |
| 3.1 水生植物治理湖泊国内外应用现状 |
| 3.2 水生植物修复治理湖泊的优点和局限性 |
| 4 三种湖泊内源污染治理措施的比较分析 |
| 5 底泥疏浚、生态引水和水生植物修复工程结合 |
| 6 结语与展望 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 内源污染概述 |
| 1.2 内源污染现状及危害 |
| 1.3 浅水湖泊内源污染治理技术 |
| 1.3.1 底泥疏挖 |
| 1.3.2 生态修复 |
| 1.3.3 引水冲刷 |
| 1.3.4 原位控制 |
| 1.4 论文选题的背景、目的和意义 |
| 1.5 论文研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 底泥疏挖工程对内源污染治理的影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 研究区域与采样点 |
| 2.2.3 样品的采集及预处理 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.2.5 数据处理 |
| 2.3 疏挖工程环境效益分析 |
| 2.3.1 疏挖工程对水体和沉积物中理化指标的影响 |
| 2.3.2 疏挖工程对水体和沉积物中氮污染物的影响 |
| 2.3.3 疏挖工程对水体和沉积物中磷污染物的影响 |
| 2.3.4 疏挖工程对水体和沉积物中重金属和砷污染物的影响 |
| 2.3.5 疏挖工程对浮游生物多样性的影响 |
| 2.4 疏挖工程社会效益分析 |
| 2.4.1 评价方法概述 |
| 2.4.2 支付意愿表的设计 |
| 2.4.3 调查问卷的设计 |
| 2.4.4 调查对象及范围 |
| 2.4.5 问卷发放形式 |
| 2.4.6 底泥疏挖社会效益评价结果 |
| 2.4.7 团体问卷结果分析 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 水葫芦圈养种植对草海水质的影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 研究区域及采样点 |
| 3.2.3 样品的采集及预处理 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.2.5 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 水葫芦圈养种植对草海水体理化指标的影响 |
| 3.3.2 水葫芦圈养种植对水体中不同形态氮、磷的影响 |
| 3.3.3 水葫芦圈养种植对间隙水中不同形态氮、磷的影响 |
| 3.3.4 相关性分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 牛栏江-滇池补水工程对内源污染治理的效果预测 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 牛栏江-滇池补水工程概况 |
| 4.2.1 牛栏江流域特点 |
| 4.2.2 牛栏江-滇池补水工程系统 |
| 4.3 牛栏江-滇池补水效果预测 |
| 4.3.1 牛栏江引水水质、水量 |
| 4.3.2 滇池水体综合沉降能力及内源释放 |
| 4.3.3 牛栏江引水改善滇池水环境效果预测 |
| 4.4 滇池补水生态环境预测 |
| 4.4.1 滇池污染物最大允许排放量预测 |
| 4.4.2 滇池生态环境补水量预测 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 三种技术的对比分析 |
| 5.1 三项工程实施的实际(模拟)效果对比 |
| 5.1.1 工程对水质的改善效果 |
| 5.1.2 工程对底质的改善效果 |
| 5.1.3 工程对生物多样性的改善效果 |
| 5.2 技术经济指标对比 |
| 5.3 三项工程组织实施的其他问题 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读博士期间科研成果目录 |
| 附录B 部分藻类种类图 |
| 附录C 社会调查问卷 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 插图索引 |
| 附表索引 |
| 1 前言 |
| 1.1 河流生态修复概述 |
| 1.1.1 河流污染的类型 |
| 1.1.2 污染河流生态修复的必要性 |
| 1.1.3 河流生态修复的原则 |
| 1.2 河流生态修复技术的类型及应用 |
| 1.2.1 物理修复法 |
| 1.2.2 化学修复法 |
| 1.2.3 生物-生态修复法 |
| 1.3 河流生态修复技术的研究进展 |
| 1.3.1 国外河流生态修复研究进展 |
| 1.3.2 国内河流生态修复研究进展 |
| 1.4 本研究的目的、意义和内容 |
| 1.4.1 研究的目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究的主要技术方案 |
| 2 研究区域环境概况 |
| 2.1 研究区域生态地理环境现状 |
| 2.1.1 慈溪市地理地形概况 |
| 2.1.2 慈溪市气候概况 |
| 2.1.3 慈溪市土壤概况 |
| 2.1.4 慈溪市水文概况 |
| 2.2 研究区域社会环境概况 |
| 2.3 研究区域水质情况分析 |
| 2.3.1 河段水质与生物学指标评价 |
| 2.3.2 治理前河段清淤、截污情况 |
| 2.4 小结 |
| 3 慈溪城河生态修复治理 |
| 3.1 慈溪城河生态修复策略 |
| 3.1.1 污染输入负荷控制策略 |
| 3.1.2 水生生态系统结构修复策略 |
| 3.1.3 降低人为干扰控制策略 |
| 3.2 慈溪城河生态修复措施 |
| 3.2.1 水生植物的修复 |
| 3.2.2 水生动物的修复 |
| 3.2.3 管理方法的制定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生态恢复条件的改善效果 |
| 3.3.2 各区水生植物修复效果 |
| 3.3.3 水生植物氮磷收支平衡估算 |
| 3.3.4 水生动物氮磷收支平衡估算 |
| 3.3.5 水体修复效果分析 |
| 3.3.6 经济、社会和环境效益分析 |
| 3.4 慈溪城河生态修复经验总结 |
| 3.4.1 多途径增支节收策略 |
| 3.4.2 富营养化水体修复思路 |
| 3.4.3 水体修复整体优化策略 |
| 3.4.4 硬件、软件,心件的有机结合 |
| 3.6 小结 |
| 4 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附图 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 废水的处理与排放 |
| 1.1.1 废水的产生与分类 |
| 1.1.2 废水的处理方法 |
| 1.1.3 废水排放标准与达标排放 |
| 1.2 达标排放水的生态毒性 |
| 1.2.1 达标排放水的性质变化 |
| 1.2.2 排放水的毒性研究方法 |
| 1.2.3 排放水对受纳水体的影响 |
| 1.3 退化水体的生态修复 |
| 1.3.1 自然水体生态修复的原则 |
| 1.3.2 水体修复的方法 |
| 1.3.3 水体的水生植物修复与生态效果 |
| 1.3.4 影响水生植物修复的主要因素 |
| 1.4 课题研究的意义与主要内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 达标外排水的特性 |
| 2.2 受纳水体的模拟 |
| 2.2.1 受纳水体的实验模拟 |
| 2.2.2 外排水量影响的实验方法 |
| 2.3 修复植物的选取和修复程序的设计 |
| 2.3.1 修复植物的选取 |
| 2.3.2 修复程序设计 |
| 2.4 采样与采样频率 |
| 2.5 监测指标与分析方法 |
| 2.5.1 水质监测指标与分析方法 |
| 2.5.2 底泥监测指标与分析方法 |
| 2.5.3 植物体的监测指标和测定方法 |
| 2.6 主要仪器与试剂 |
| 2.7 数据处理 |
| 第三章 结果与讨论 |
| 3.1 外排废水对受纳水体的影响 |
| 3.1.1 外排水对受纳水体有机物含量的影响 |
| 3.1.2 外排水对受纳水体总氮、总磷的影响 |
| 3.1.3 外排水对受纳水体TSS 的影响 |
| 3.2 外排水对受纳水体底泥的影响 |
| 3.2.1 外排水对受纳水体的底泥有机质含量的影响 |
| 3.2.2 外排废水对受纳水体底泥中 TN 的影响 |
| 3.2.3 外排废水对受纳水体底泥中 TP 及 APA 的影响 |
| 3.2.4 外排废水对受纳水体底泥中过氧化氢酶的影响 |
| 3.3 修复植物的修复效果评价 |
| 3.3.1 修复植物对水中COD 的净化效果 |
| 3.3.2 修复植物对水中氮素的净化效果 |
| 3.3.3 修复植物对水中磷的净化效果 |
| 3.4 达标排放水对修复植物影响的生物标志物响应 |
| 3.4.1 排放水对修复植物生物量的影响 |
| 3.4.2 不同排放量、不同修复植物体内叶绿素的变化情况 |
| 3.4.3 不同排放量、不同修复植物体内 MDA 的变化 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 城市化与河流 |
| 1.1.1 城市化对河流形态的影响 |
| 1.1.2 城市化对河流污染物输入的影响 |
| 1.1.3 城市化对河流生态影响 |
| 1.2 城市河流生态修复技术研究 |
| 1.2.1 河流生态修复的原则 |
| 1.2.2 河流生态修复的方法与步骤 |
| 1.3 课题研究的背景与内容 |
| 1.3.1 课题研究的背景 |
| 1.3.2 平原城市内河的特征 |
| 1.3.3 课题研究的内容与意义 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 河水流速与河道结构对氮素转化影响的实验模拟方法 |
| 2.1.1 模拟河道的建立 |
| 2.1.2 流量、流速的模拟 |
| 2.1.3 弯曲度的模拟 |
| 2.1.4 光照对河流水质影响的模拟 |
| 2.1.5 样点设布与采样 |
| 2.2 水体修复程序对底泥氮素释放的影响的实验模拟方法 |
| 2.2.1 泥样采集 |
| 2.2.2 生物修复植物选取、采集与实验装置 |
| 2.2.3 修复程序设计 |
| 2.3 监测指标及分析方法 |
| 2.3.1 水质监测指标与分析方法 |
| 2.3.2 底泥监测指标与分析方法 |
| 2.4 主要仪器与试剂 |
| 2.4.1 仪器 |
| 2.4.2 试剂 |
| 2.5 数据处理 |
| 第三章 结果与讨论 |
| 3.1 流速（流量）对河流水质的影响规律 |
| 3.1.1 流速对水体TN 的影响规律 |
| 3.1.2 流速对水体NO_3~--N 与NH_3-N 的影响规律 |
| 3.1.3 流速对水体氮素转化的影响规律 |
| 3.2 弯曲度对河流水质的影响规律 |
| 3.2.1 弯曲度对水体TN 的影响规律 |
| 3.2.2 弯曲度对水体NH_3-N 与NO_3~--N 的影响规律 |
| 3.2.3 弯曲度对水体氮素转化的影响规律 |
| 3.3 光照对河流水质的影响规律 |
| 3.3.1 光照对氮素转化的影响规律 |
| 3.2.2 光照强度对蓝藻复苏和生长的影响 |
| 3.4 水体修复程序对底泥氮素释放的影响实验模拟研究 |
| 3.4.1 底泥有机质含量对氮素释放的影响 |
| 3.4.2 人工曝气对氮素转化与水质的影响 |
| 3.4.3 修复植物种类与光照对氮素转化与水质的影响 |
| 3.4.4 城市内河水体修复程序对水体氮素净化的影响 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 公开发表论文 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1. 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.3 研究概念界定 |
| 1.4 研究框架 |
| 2. 城市湖泊景观发展及其理论 |
| 2.1 城市湖泊景观发展概况 |
| 2.2 湖泊景观塑造的相关理论概述 |
| 2.3 城市湖泊景观特性分析 |
| 2.4 城市湖泊景观塑造基本原则 |
| 3. 武汉市城市湖泊概述 |
| 3.1 武汉市湖泊的变迁 |
| 3.2 武汉城市湖泊空间分布及特征 |
| 3.3 武汉市城市湖泊功能及分类 |
| 3.4 武汉城市湖泊建设状况 |
| 4. 武汉市城中公共空间型湖泊景观塑造 |
| 4.1 城中湖泊面临的景观问题 |
| 4.2 城中湖泊的景观定位 |
| 4.3 城中湖泊景观塑造措施 |
| 5. 武汉市跨城乡风景湖泊景观塑造 |
| 5.1 对跨城乡风景湖泊景观定位再认识 |
| 5.2 跨城乡风景湖泊景观塑造方法 |
| 5.3 风景湖泊案例剖析―以东湖风景区为例 |
| 6. 武汉市城郊生态型湖泊景观塑造 |
| 6.1 城郊生态型湖泊概述 |
| 6.2 注重生态景观的多样性与丰富性 |
| 6.3 建构大型湖泊生态网络构想 |
| 6.4 协调湖泊湿地保护与开发的矛盾 |
| 7. 总结与探讨 |
| 7.1 武汉市城市湖泊景观塑造总结 |
| 7.2 城市湖泊景观塑造中的问题探讨 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士期间发表论文 |
| 附图：武汉市城市湖泊分布图 |
| 1 引江灌湖工程的必要性 |
| 1.1 东湖污染源的构成 |
| 1.2 东湖水质的现状 |
| 1.3 东湖水源的现状 |
| 1.4 东湖治理工作的现状 |
| 2 引江灌湖方案的初步设计 |
| 3 引、排水量的理论计算 |
| 3.1 建立引、排水方程 |
| 3.2 计算引、排水流量的实例 |
| 4 治理效果预测 |
