一、污染河道的生态修复机理研究（论文文献综述）
曹琛洁[1]（2021）在《河道黑臭底泥的稳定化与重金属固化研究》文中认为生活污水和工业废水的大量排放导致河流水质恶化的同时,还可引发底泥黑臭现象和重金属污染问题,将给人们的生活和健康带来严重影响。本研究以陕西省某地区重金属超标的河道黑臭底泥为研究对象,首先采用生物促生剂和活性污泥,并辅以曝气,消除底泥的黑臭,提高底泥的稳定化效果;然后通过添加固化剂,固化底泥中的重金属,防止浸出。同时,对生物促生剂和活性污泥消除黑臭以及不同的固化剂对重金属的固化机制进行了探讨。主要研究结果如下:（1）获得了生物促生剂和活性污泥削减黑臭底泥的效率与最佳使用剂量。分别向黑臭底泥中添加生物促生剂和活性污泥,当投加量分别为3 mL/L和10g/L,反应时间为25 d时,底泥中有机质的削减率分别可达33.8%和32.5%;采用联合投加,有机质削减率为34.2%,与单独投加生物促生剂效果基本相同。通过三维荧光检测,分析了反应前后底泥有机质组分的变化,发现随着稳定化处理的进行,底泥颜色由黑色变为棕黄色,底泥中微生物的代谢产物增加,蛋白质类物质也逐渐转化为腐殖酸类物质。（2）明确了硫化钠、污泥基生物炭、石灰等三种固化剂对底泥中重金属的固化效果。通过与《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB15618-2018）进行对比,发现实验底泥中存在有重金属Cu、Cd、Pb超标的问题（Cu:237.65 mg/kg,Cd:2.97 mg/kg,Pb:591.55 mg/kg）。向三种重金属Cu、Cd、Pb超标的底泥中分别加入硫化钠（15 g/kg）、污泥基生物炭（3g/kg）和石灰（1g/kg）三种固化剂后,发现三种重金属形态由弱酸可提取态、可还原态向可氧化态和残渣态发生了转化,重金属Cu的转化率分别为90.6%、90.4%和89.8%,Cd的转化率分别为90.3%、89.8%和87.5%,而Pb的转化率分别为88.3%、87.3%和85.1%,底泥经固化后,其浸出液浓度均低于《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）Ⅲ类水质标准。（3）探究了三种固化剂对重金属的固化机制,采用SEM-EDS分析发现,固化前后污泥基生物炭中Cu、Cd、Pb三种元素占比均得到了增加,增长率分别为89.9%、85.8%和84.6%,,同时污泥基生物炭表面覆盖了大量颗粒物质,使多孔结构发生变化,表明污泥基生物炭主要通过其巨大的比表面积和多孔结构吸附重金属,在表面发生沉淀和离子交换作用;而投加石灰后,产生的碱性环境,可促使底泥中的重金属与OH-形成金属氢氧化物沉淀,同时石灰的添加使得底泥中的负电荷增强,可对重金属离子产生更强的静电吸附作用;硫化钠的添加主要是因为S2-或者水解产生的OH-与重金属离子形成溶度积更小的金属硫化物或氢氧化物所致。
王燕平[2]（2021）在《黑臭河道综合治理技术方案研究 ——以海门老城区黑臭水体治理为例》文中进行了进一步梳理河道作为现代化工程建设中城市生态环境体系的绿色生命线,是维护城市生态环境平衡的重要组成部分。然而,城市工业废水和生活污水未经处理直接排入河道水体中的现象仍时有发生,污染了水质,日积月累,造成了大量黑臭河道。随着经济发展,生活水平和物质文化的不断提高,人们对周围环境的要求也越来愈高。因此,对众多的黑臭河道进行治理也逐渐成了当今城市面临的一个切实问题。水体的自净能力具有局限性,黑臭河道问题上,需要采取相应的人工干预措施,才能进行有效治理。常见的治理方式有物理净化、化学净化、生物净化等。本文首先分析了黑臭河道产生的原理和治理方式,并明确了黑臭水体的评价标准。随后,针对海门区老城区日新河、宏伟河、通沙河三处河道的水质进行了现状调研和监测结果分析,研究表明日新河、宏伟河、通沙河的水质污染情况在雨后显得尤其严重,主要是因为现状截流干管的设计标准偏低,管径偏小,由于污水溢流或降雨冲刷合流管道内沉积以及初期雨水污染排放等原因,造成污染物经溢流口直接进入河道,部分河段存在合流制管道未纳入截污干管直排河道,即日新河、宏伟河及通沙河的水质污染,主要归咎于老城区的合流制排水体制上:雨期时初期雨水造成直接污染,同时因河道流动性较差,且缺少清洁水持续补充,在初雨造成污染后不能实现水质自净,污染物在河道内沉积,旱期水质亦不能得到较好的改善,污染物日积月累造成水质持续恶化。本文针对河道情况,研究了一系列措施来控制污染。采用“污染源控制、提高水动力、清水补充、水质净化、生态修复”的组合式方案,充分结合各种治理方式的优点。其中,核心方案是实施合流制截污改造工程,河道清淤、补水循环与水质净化工程是重要的治理手段,水生态工程是水质长效保障措施。最后,文章针对河道情况从管理制度、河湖运行管理内容、水生植物养护、河长制、人员、装备等方面论述了注意事项。并针对性建立了河道信息化管控平台,明确了长效管理机制。
吴越[3]（2021）在《过氧化钙联合微生物菌剂治理黑臭水体的探究》文中研究说明随着我国经济的发展和城市化进程的加快,水体受到污染的现象越来越普遍,严重时会引起水体发黑发臭现象,不仅破坏了周边环境,制约了我国的生态文明建设,也影响了居民的幸福感,因此,黑臭水体整治已成为当前环境领域的一个热点问题,而如何选择经济便捷且行之有效的修复技术更成为破解水体黑臭问题的重中之重。在众多的黑臭水体修复技术中,化学氧化修复见效快,易操作,但其持续性差且存在潜在环境风险;微生物修复技术环境友好,经济性高,但也存在见效慢,环境要求高的问题。本研究以现场采集的黑臭水体为实验对象,采用过氧化钙作为黑臭水体化学氧化修复药剂,研究不同梯度的过氧化钙投加量对黑臭水体的修复效果,进行机理分析并确定适宜投加量。在这基础上,进一步探究过氧化钙联合微生物菌剂对黑臭水体的修复效果,最终形成一套前期加药应急处理、改善水质及环境条件,后期加菌寻求长效治理效果的“化学-微生物”组合修复技术。主要结论如下:（1）过氧化钙对黑臭水体上覆水和底泥的相关指标均有不同程度的改善,仅考虑以过氧化钙修复黑臭水体,综合对比修复效果、环境影响和经济性因素,最佳投加量为2倍的底泥酸挥发性硫化物（AVS）的氧化还原当量,黑臭水体上覆水 COD、高锰酸钾指数、TN、NH4+-N、TP 分别降低至 30.98 mg/L、9.5 mg/L、5.95 mg/L、3.64 mg/L 和 0.25 mg/L,去除率分别为 70.17%、77.77%、59.47%、64.35%和80.92%,除TN和NH4+-N外,其余水质指标均稳定达到地表水V类水水质标准;底泥AVS、TOC分别降低至167.39 mg/kg、66.58 g/kg,去除率分别为85.12%和31.94%;底泥ORP为66 mv,氧化还原状态得到改善,上覆水DO为7.51 mg/L,呈明显的好氧态,pH为8.49,在地表水V类水水质标准范围内。（2）过氧化钙的加入可迅速提升黑臭水体上覆水溶解氧含量,改善底泥的氧化还原状态,营造适宜后续微生物菌剂发挥长效作用的水体环境,利于产生化学-微生物的协同效应。采用化学-微生物组合修复技术治理黑臭水体,可减少50%的过氧化钙剂量,并达到理想的修复效果,同时经济性更高。过氧化钙联合10 mL/L的混合菌（沼泽红假单胞菌与枯草芽孢杆菌菌液体积比=1:1）最适宜作为黑臭水体实际修复方案。实验周期内,上覆水COD、高锰酸钾指数、TN、NH4+-N、TP分别降低至 15.47 mg/L、5.23 mg/L、1.65 mg/L、1.25 mg/L、0.22 mg/L,去除率分别为 85.10%、87.76%、88.76%、87.76%和 83.21%;底泥 AVS、TOC 分别降低至 82.54 mg/kg和63.23 g/kg,去除率分别为92.66%和35.36%;上覆水体DO、pH分别为4.21 mg/L和7.59,底泥ORP值为27 mv,各水质监测指标均达到地表水V类水标准,弥补了单独使用过氧化钙不能使黑臭水体TN和NH4+-N达标的不足之处和pH过高的潜在环境风险。（3）对修复效果进行经济性分析,以本研究中的最优化学-微生物组合修复技术对的实际黑臭河道进行工程治理,假设该河道以宽约10 m计,水深约1 m计,泥深约0.5 m计,底泥AVS=1124.74 mg/kg,底泥密度约1.98 kg/L,取河道长度1 km进行计算分析,组合修复技术的药菌剂总成本约为194.31万元。以最佳单独药剂投加量,即2倍的底泥AVS氧化还原当量作为过氧化钙的投加量,单独治理黑臭水体,药剂总成本约为320.62万元。最佳化学-微生物组合修复技术仅为最佳单独过氧化钙修复药剂成本的61%,其经济性较优。（4）组合修复技术中,混合菌的沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌表现出来了一定程度的协同效应,过氧化钙联合混合菌对黑臭水体上覆水的TN、NH4+-N和底泥的TOC表现出来了更好的治理效果,同时一定程度上改善了过氧化钙联合单独枯草芽孢杆菌可能引起的水体溶解氧和底泥ORP下降的潜在风险,混合菌中的沼泽红假单胞菌对底泥AVS的降解占主导作用,枯草芽孢杆菌对上覆水体TP的降解占主要地位。（5）本研究中,黑臭水体在加入药剂的第1～3天范围内,各指标迅速下降,并在7～10天趋于稳定,过氧化钙见效快,但作用持续时间较短;加入菌剂10天后黑臭水体开始产生较为明显的修复效果,但其作用持续时间长,大于20天。过氧化钙比微生物菌剂见效更快,但同时微生物菌剂的作用持续时间比过氧化钙更久。因此在后续对黑臭水体进行实际工程治理中,可在前期投加过氧化钙进行应急修复,改善水质及环境条件,在后期加入混合微生物菌剂寻求长效治理效果。
陈晖[4]（2021）在《如皋市九华镇生态型高标准农田建设研究》文中提出我国高标准农田在建设过程中,对生态环境的保护不够重视,影响了农业可持续发展。因此,需要加强农田生态建设,保护生态环境,合理利用水资源,提高农田水资源经济效益与生态效益。本文对如皋市九华镇地区高标准农田进行深入研究,通过定性与定量分析的方法建立该地区生态型高标准农田建设模式。本文主要研究内容如下:（1）系统地总结了国内外关于高标准农田生态建设方面的研究成果和存在的问题:一是目前我国的高标准农田建设重心在节水高效,生态效益关注不足;二是高标准农田建设中农田排水无法得到有效管理,造成水资源浪费及较为严重的农田面源污染。基于以上两点,提出建立生态型高标准农田的基本思路。（2）以如皋市九华镇为研究对象,针对不同区域实际情况,建立了 4种生态型灌排模式,包括“明渠+明沟”模式、“管道+明沟”模式、“明渠+暗管”模式、“管道+暗管”模式。根据九华镇地区河沟分布密集的特点,各方案均做到内外分开,充分利用灌溉回归水,减少了农田面源污染。根据九华镇实际情况,分别出提出了生态渠道构建方案、田间生态拦截沟建设方案及生态河道建设方案。（3）选择九华镇典型田块,分别对各生态型高标农田建设模式进行了应用分析。结果表明,生态型“明渠+明沟”和生态型“管道+明沟”建设方案具有较高的生态效益,生态型“管道+明沟”和生态型“管道+暗管”建设方案具有较高的节水、节地及省工效益,生态型“明渠+明沟”建设方案造价相对较低,同时兼具生态效益,可以用于经济欠发达并且农业面源污染较为严重的地区。
杨旭杰[5]（2021）在《黑臭河道治理与生态修复研究 ——以南昌市桐溪河为例》文中指出城市河道作为城市环境的重要系统,承担了城市的生态、经济和文化等众多价值,是城市水生态环境的重要载体。然而在快速城镇化和工业化的进程中,污水管网不完善,水系不通等多种原因导致城市河道水体自净能力低下,水体缺氧,散发着恶臭,形成黑臭水体。黑臭水体俨然①经成为一种城市病,不仅给人民群众带来了极差的感官体验,也是直接影响群众生产生活的突出水环境问题,因此开展黑臭水体的生态治理对城市发展和生态文明建设尤为重要。本研究以南昌市桐溪河为例,开展黑臭水体污染治理与生态修复集成技术的研究和总结,针对桐溪河劣V类水质状况,开展生态修复和治理,提高水体透明度,改善水质状况。本研究基于河道污染源与水质调查分析、生物量监测、水动力监测、河道纳污能力计算模型等,分析水体污染源,提出了河道治理的技术路线和方案,开展的主要工程措施包括污染源的点源截污、面源清污、内源整治、生态河道、生态护坡、生态浮床、生态堤坝、曝气复氧、人工湿地、生态塘和污水处理厂提标升级改造等。通过2019年连续的水质监测发现,水质得到了极大改善,在总结和分析各生态工程的治理效果的基础上,计算河道的纳污能力和各生态工程的去污效率,提出了人工湿地的生态水位调节,污水处理厂升级工艺等,本文的主要结论如下:（1）监测断面在工程实施前的各水质指标的年均值分别为化学需氧量（COD）的 44.96mg/L、总氮（TN）的 2.95mg/L、氨氮（NH3-N）的 2.18mg/L、总磷（TP）的0.45mg/L、透明度（SD）为45cm,整体水质为劣V类。通过截污和生态治理修复,治理后的水质指标分别为COD的16.51mg/L、TN的1.57mg/L、NH3-N的0.83mg/L、TP的0.16mg/L、SD为74cm,整体水质基本稳定为Ⅳ类水,摆脱黑臭水体的困扰,表明通过生态修复工程治理黑臭水体,能够取得良好的治理效果。（2）利用ArcGIS的空间插值工具对河道水质进行克里金插值分析,在项目治理的前期,因为排污管网建设不完善,截污工程不彻底,沿途接纳了众多点源污染排水,导致中下游河段的水质较差,因此在河道生态修复过程中,前期应当重点开展污染源治理工作,避免二次污染。同时,污水处理厂在提标升级改造前,执行标准低,出水口水质未能达标,通过升级粗细格栅池、沉砂池、水解酸化池、生态植物膜（EBR）池、二沉池、消毒池等工艺流程,延长水力停留时间,解决突发极端进水情况,水质得到有效提升。（3）根据水域纳污能力的一维水质模型,计算河道的全年纳污能力,COD为605.33t/a、TP 为 152.34t/a、TN 为 164.35t/a、NH3-N 为 97.36t/a,其中,氧化塘对COD的纳污能力最强,人工湿地对TP、TN、NH3-N纳污能力最好。具体分析整个生态系统和人工湿地的污染通量发现,整个生态系统的单位面积对COD、TN、NH3-N和 TP 的年去除量分别为 624.04g/（m2.a）、152.3g/（m2.a）、105.7g/（m2.a）和 28.31g/（m2.a）,其中,人工湿地的单位面积的污染指标去除量较高,根据水质目标的要求,可以调节每月的人工湿地的水位以确保取得最佳效果。（4）在7km的河道和支渠设立共29个采样点,对比各生态工程的出入水口的水质指标的浓度,计算各工程对污染物的去除率,整个生态系统对COD、TN、NH3-N和TP的整体去除率分别为52±28%、47±32%、57±18%和60±25%,对磷的去除率最高,其中,人工湿地的对污染物的去除效率较高,其次是氧化塘。整个系统对污染物的去除率也有明显的季节变化,夏季为植物的生长旺季,效果较好,随着冬季水生植物的凋谢和收割移除,净化效率逐渐降低。黑臭水体的生态修复是一项系统工程,对于城市黑臭河道,要开展污染源分析调查,建设完善的污水管网,经由污水处理厂集中处理,同时针对各河段特征进行工程方案设计,在工程建设和运行过程中,要注意水位的调节和各工程的运行效果分析,进行动态调节。该项目的成果可以为我国的黑臭水体进行生态修复治理提供了一定的案例参考。
王汝健[6]（2021）在《基于河流生境改善的生态护岸构建及脱氮除磷效能研究》文中研究指明雄安新区府河、孝义河上游来水主要是污水处理厂排放的尾水,水质较差,由于常年受到污染,因此河道自净能力下降,生态功能受损,出水水质严重超标。针对这些问题,本文以府河、孝义河作为主要研究对象,以削减污染负荷、提升河道自净能力为目标,在府河孝义河现场进行了生态护岸试验,系统研究了不同护岸类型对于河岸带土壤脱氮除磷效果的提升和对水质的净化作用,研究了护岸带土壤硝化反硝化能力变化的原因,探讨了护岸带微生物群落结构,提出了基于生态护岸建设的河道修复技术并进行了工程示范,取得的主要结果有:1、构建了基于石笼和松木桩的生态护岸和生境改善系统。对生态护岸的稳定性和抗冲刷性进行了测定,石笼生态护岸的抗冲系数从2.067 L/g提升至几乎饱和。松木桩生态护岸的抗冲系数从1.848 L/g提高到了3.145 L/g,两种体系都提升了河岸的稳定性和抗冲刷性,石笼护岸的提升效果优于松木桩护岸。2、石笼和松木转生态护岸系统整体都提升了护岸的脱氮除磷效能,对两种系统的氮磷转化能力进行了试验测定,石笼生态护岸和松木桩生态护岸的硝化速率由0.265mg/kg·h和0.15 mg/kg·h提升至0.375 mg/kg·h和0.34 mg/kg·h,反硝化速率由178.90μmol N·m-2h-1和180.28μmol N·m-2h-1转变为154.98μmol N·m-2h-1和481.08μmol N·m-2h-1,整体都提升了护岸带土壤的脱氮效能,松木桩护岸的脱氮效能优于石笼护岸。脱氮功能菌群丰度有所提升,如硝化螺旋菌门（Nitrospirota）在石笼护岸和松木桩护岸的系统中分别提升了104%和129%。两种体系对磷元素的吸附能力和吸附总量略有增加。3、雄安新区府河、孝义河河道生态修复示范工程增加了河水的自净能力,其中府河生境改善系统建设区域的氨氮削减量为30.2%,总磷的削减量18%。孝义河生境改善系统建设区域的氨氮削减量为15.8%,总磷削减量为44.1%。
赵一涛[7]（2020）在《北方干旱城市黑臭水体治理实践及长期管控研究》文中指出近年来,随着我国国民经济的高速发展,尤其是大中城市的高速城市化,城市水环境治理设施建设的严重滞后已经成为人民健康、经济和社会可持续发展的重大障碍,其中又以城市水体的黑臭尤为典型和显着。为解决此危害人民健康、社会发展的重要问题,国务院出台《水污染防治行动计划》、住建部出台《城市黑臭水体整治工作指南》后,各地方政府高度重视黑臭水体整治工作,也取得了极大的成果。以太原市为例,2016至2019年,通过“太原市某某河/渠黑臭水体整治工程”、太原市南沙河及“八河治理”综合治理工程、太原市七渠渠道治理工程等系列工程对全市27处黑臭水体进行了整治。但黑臭水体治理是一项系统工程且水体特征、黑臭成因、污染现状、影响因素等各不相同,这种黑臭水体整治的工程措施从长期来看效果不够理想,尤其是在以太原市为典型代表的北方干旱城市,若不考虑当地具体情况,治理往往事倍功半。本文主要针对北方干早城市自然河道少人工排洪渠道多、无长年水源、流量随时空变化大、纳污严重、周边发展落后等特点,以具有代表性的太原市27处黑臭水体的整治实践为研究对象,通过查阅文献资料、分析实际工程的设计案例、现场调查评估整治效果及遗留问题等方法及参与“太原市国家可持续发展议程创新示范区建设重大专项项目——太原市排水水量水质的动态管控技术研究与示范应用”课题组的研究,对以太原市为典型的北方干旱城市黑臭水体的成因、历史、危害、治理实践以及实现黑臭水体“长制久清”所需的长期管控问题进行研究。研究结果表明,黑臭水体治理作为一项长期的复杂系统工程,涉及地域范围广、相关部门多、治理技术种类多,单纯依靠工程手段进行短期运动式治理,不足以彻底消除黑臭,只有依托信息化、智能化技术建成的水量水质动态管控平台,结合公众参与和法规建设,才能建立现代化的长期治理体系,最终实现黑臭水体的“长制久清”。研究结果在我国北方干旱地区具有较强的代表性,研究成果具有重要的现实意义和应用价值,可为类似城市的黑臭水体治理工作提供参考依据。希望能给广大治理黑臭水体一线的同行一些微薄的经验教训和启发。
覃云斌[8]（2020）在《农业氮污染迁移过程中铁氨氧化脱氮机理与应用研究》文中认为农业氮污染是我国重要的环境问题,施肥过程中未被作物吸收的氮素会随着径流从农田向外迁移,最后汇集于河道和湖泊,极易造成水体富营养化。微生物脱氮是解决农业氮污染的重要途径之一。最近的研究发现在厌氧条件下土壤存在NH4+氧化耦合Fe（III）还原过程,即铁氨氧过程（Feammox）。该厌氧脱氮过程的发现改变了以往的氮循环认知,也为氮污染去除开拓了新的方向。但有关Feammox过程在农业氮污染迁移过程中（农田-沟渠-湖滨带-湖泊;农田表层-深层）的脱氮贡献、机理和应用还没有被系统地研究,开展这方面的研究能有效填补相关空白,增进对Feammox过程在氮污染去除方面的贡献认知。基于此,本论文以太湖周边农业氮污染迁移过程中的土壤/底泥作为研究对象,通过野外调查、室内模拟和富集培养,并借助15N同位素示踪技术和现代微生物分子学手段,系统地研究了Feammox过程在农业氮污染迁移过程中脱氮作用与贡献;富集了相关微生物,分析了环境因素对Feammox过程的影响,以解析Feammox过程的脱氮机理;探究了Feammox过程在氮污染去除方面的应用价值,实现了对Feammox过程从现象调查到机理解释再到应用评估这一过程的探索。主要研究结果如下:（1）农业氮污染迁移过程中铁氨氧化脱氮贡献Feammox过程存在于农业氮污染迁移过程内各土地利用类型的土壤/底泥中（农田、沟渠、湖滨带和湖泊）,其速率波动范围在0-0.50 mg N kg-1d-1。在农业氮污染迁移过程内经0-10 cm层土壤/底泥的Feammox过程去除的潜在氮污染为28.43-113.68 kg N ha-1year-1。其中农田、沟渠和湖滨带之间Feammox过程的脱氮贡献差异随季节变化而存在不同,但均显着高于湖泊底泥的Feammox脱氮贡献。在土壤深度剖面中,农田Feammox速率表现为20-30 cm层>0-10 cm层>60-70 cm层。不同季节间,夏季Feammox速率显着高于冬季Feammox速率（p<0.05）。在表层土壤/底泥中（0-10 cm）,土壤Fe（II）、Fe（III）和有机碳含量是影响Feammox过程的关键因素,能解释Feammox速率变异的70%。就反硝化过程与Feammox过程在脱氮贡献方面相较而言,反硝化过程仍然是春夏秋季表层土壤（0-10 cm）氮污染去除的绝对贡献者,占两者总氮气产生的92.26%-99.95%;剩余部分来源于Feammox过程。而在冬季和深层土壤Feammox过程已成为氮污染去除的主要贡献者,占两者总氮气来源的40.52%-90.20%。由此可见,Feammox过程在农业氮污染迁移过程中的氮污染去除方面发挥着重要的作用,特别是在冬季和深层土壤。（2）农业氮污染迁移过程中铁氨氧化脱氮机理研究区内的人类活动和自然因素深刻影响着Feammox过程在农业氮污染迁移过程中脱氮贡献发挥。基于室内模拟实验结果表明,相较于空白处理,低浓度铵肥(100、200 kg N ha-1 year-1)和磷肥(50 kg N ha-1 year-1)的使用能使土壤Feammox速率提高26.12%-169.39%;而高浓度铵肥(400 kg N ha-1 year-1)和硝态肥(100 kg N ha-1 year-1)使用则会抑制Feammox过程。但硝态肥对Feammox过程的抑制作用会随着时间而减弱。推荐剂量下(5 mg kg-1)杀虫剂蚍虫啉的使用在初期会抑制Feammox过程;但长期而言单次或多次使用该剂量杀虫剂不会对土壤Feammox过程产生影响。秸秆还田措施能使土壤Feammox速率显着提高56.79%-69.68%,且堆肥处理后的秸秆浸提液在短期内同样会促进土壤Feammox过程的进行。不同形态的铁矿物Fe Cl3、Fe2O3、Fe3O4和Fe（OH）3添加对Feammox过程存在不同的影响,但在合适地添加比例下均能有效促进土壤Feammox过程的发生。在以土壤作为接种物的Feammox菌富集体系内,经过连续培养Feammox过程的脱氨效率得到显着提升,与此同时未被分类属（Unclassified,p＿Proteobacteria）、地发菌属（Geothrix）和假单胞菌属（Pseudomonas）的相对丰度相较于未培养前得到明显提高。相关Feammox微生物适合生长于微酸环境,并以无机碳为碳源。电子穿梭体AQDS的添加能显着促进体系内的Feammox过程,Feammox相关微生物与铁矿物之间存在胞外电子过程。（3）基于铁氨氧化菌的脱氮应用探究基于室内模拟构建的河道氮污染生态修复体系的小试结果表明,已富集Feammox菌的添加能优化河道底泥微生物群落,提高微生物脱氮能力。Feammox菌添加后,深层底泥的Feammox速率提高136.07%。而水生植物和生物碳的添加则能促进水体和表层底泥的脱氮效果。相较于空白处理组,狐尾藻的种植能使水体TN含量下降31.58%,底泥NH4+含量下降33.05%。生物碳的投放提高了底泥反硝化菌和铁还原菌的丰度,也提升了反硝化和Feammox过程的脱氮效率。因而将生物碳+狐尾藻+Feammox菌联用能有效发挥各自脱氮优势,从而达到清除河道水体和底氮污染的效果。培养期内,该处理能有效提高53.38%的水体TN去除率和44.16%的底泥NH4+去除率。因此,利用Feammox菌和Feammox过程进行底泥氮污染去除具有较好的可行性,但在河道原位运用还需进一步探究。
初亚奇[9]（2020）在《水生态与水安全关联耦合视角下的寒地海绵城市规划研究》文中认为近年来,由于全球气候突变与城镇化进程的快速发展,导致城市自然水文循环被严重破坏,城市水生态系统的自我调节能力降低,从而引发城市内涝、水生态系统退化等一系列水安全与水生态问题。同时,寒地城市独特的地域气候特征与水文条件等,致使城市发展与水生态环境之间矛盾突出,城市雨洪管理实施难度增加。因此,本文以水生态与水安全关联耦合为视角,从流域、城市、河段多尺度构建寒地海绵城市规划体系,满足城市雨洪管理需求,提升寒地城市水生态、水安全、水景观功能,以期对寒地海绵城市的发展提供理论基础与技术支撑。论文在大量背景理论研究下,首先梳理寒地城市地域特征,识别不同尺度寒地城市水生态与水安全问题,以“格局—过程—尺度”为切入点,提出多尺度水生态与水安全关联耦合理论,建立理论框架与技术路线,并进一步确立耦合水生态与水安全的寒地海绵城市管控理论与技术方法,分析格局与水生态过程、城市内涝的影响机制,阐述多尺度管控内容与相关技术方法;其次,构建多尺度寒地海绵城市规划体系,即“流域尺度空间耦合（宏观）——水生态安全格局构建、城市尺度系统耦合（中观）——寒地海绵系统优化、河段尺度功能耦合（微观）——河岸带生态修复与措施建设”,并提出相应体系内容与技术方法;再次,以沈抚新区作为寒地城市研究区域,对应规划体系框架建立多尺度空间,在流域尺度下,利用GIS空间计算与分析法进行空间耦合,提取与水生态系统密切相关的多种基底要素,进行耦合叠加,构建不同水平的水生态安全格局,根据底线（低）、一般（中）、满意（高）三级水平划分禁限建区域,优化城市水生态安全格局,为城市尺度寒地海绵系统耦合提供刚性骨架;在城市尺度下,基于流域尺度空间格局,对城市多级排水系统进行整合优化,一是寒地海绵生态系统优化,确定水系廊道和绿地斑块布局,二是寒地城市排水管网优化,运用SWMM模型对城市排水管网系统进行调整,使其达到不同降雨重现期下的排水要求,三是寒地适宜性低影响开发系统,划分管控分区并对各分区所应用措施规模进行定量计算,最后利用SWMM模型对优化前后方案进行模拟校验,验证其优化后规划方案的合理性,并注重寒地雨雪水资源化利用,实现寒地海绵系统耦合最优模式;在河段尺度下,在流域尺度水生态安全格局框架上,依据城市尺度寒地海绵生态系统格局与低影响开发系统定量方案,对研究区域内的河岸带进行海绵结构布局与方案设计,使具有寒地适宜性水生态修复与低影响开发措施两者在设计中并行,同时对河岸带的寒地植物进行优化配置,实现寒地海绵河岸带的功能要素耦合。论文涉及城乡规划、景观、水文等多学科理论融合,着眼于城市规划与设计层面,集成多种相关技术方法。通过多尺度体系构建,明确寒地海绵不同尺度规划内容,最后将相关规划理论与技术方法运用到实践方案中,检验该理论方法的合理性和可行性,为寒地海绵城市规划提供理论支撑与技术保障。
余昊翔[10]（2020）在《低C/N河湖水体生态净化系统的构建及净水效能研究》文中进行了进一步梳理沙河水库是北运河上游的关键节点,根据北京市地表水功能区划分,北运河上游为景观水体,水质应达到《我国地表水环境质量标准》（GB3838-2002）IV类水标准。然而现阶段沙河水库水环境质量不容乐观,亟需开展沙河水库水环境质量改善与水生态功能的提升,这对北运河生态廊道的构建具有重要意义。本文通过对沙河水库的水质进行调查,建立了基于该水质特点的生态处理系统,研究了其净水效能和净水机理,并经行了现场试验。本研究首先于2018年3月至2019年11月开展了沙河水库水质的连续监测。监测结果表明,沙河水库主要水质指标COD、BOD5、TN和TP分别为32.53 mg/L、8.71 mg/L、6.97 mg/L和0.25 mg/L,不能达到地表IV类水的标准。由于受底泥污染物释放及溢流污染等因素的影响,各污染指标呈现出典型的季节性变化规律。有机污染物呈现出春夏季高,秋季低的特征,TP浓度整体呈现出明显的“倒V型”变化趋势,TN呈现出显着的“V”型变化趋势。夏季（汛期）库区氮素污染主要以NH3-N为主,其它季节（春季、秋季）氮素污染主要以NO3--N为主,沙河水库为典型的低C/N闸坝型水库水体,TN、TP为主要的污染因子。在识别沙河水库水质污染特征的基础上,构建了以人工湿地为核心的低C/N水体生态净化系统,具体工艺流程为“释碳塘-水平潜流人工湿地-沉水植物塘”。释碳塘内放置具有夹心结构的“释碳床”,由木条、砾石和玉米芯构成,床体中具有释碳能力的物质为玉米芯,其COD释放速率为0.75 mg/g·d。利用所构建的生态净化系统对库区水体进行水质提升,研究了该系统在不同运行阶段的净水效能。结果表明,系统在添加释碳床运行阶段,生态净化出水COD、TN和TP的出水浓度分别为18.46 mg/L、1.41 mg/L和0.04 mg/L,平均去除率分别为23%、81%和92%,达标率分别为99%、73%和100%。进入深秋后系统出水TN不达标,主要是由于反硝化细菌活性及植物长势受气温降低影响所致。各净化单元中,水平潜流人工湿地对于TN和TP的去除贡献高于释碳塘及沉水植物塘,分别为43%和40%,是营养物质去除的核心单元。通过高通量测序技术,对生态净化系统各单元及释碳床内部微生物群落结构进行分析。结果表明,生态净化系统各单元细菌群落结构比较丰富。门级水平主要包括变形菌门、放线菌门及绿弯菌门等优势菌门,属级水平主要包括节杆菌属、芽孢杆菌属和假单胞菌属等优势菌属,这些菌门（属）多与脱氮除磷相关。其中,处于试验中期的人工湿地单元,其内部与脱氮除磷相关菌属相对丰度最高（27.75%）。释碳床内部的细菌群落在门级水平主要包括变形菌门、拟杆菌门及厚壁菌门等,属级水平主要包括嗜氢菌属、固氮螺菌属和梭菌属等,其群落结构随实验的不断进行,从以脱氮除磷相关的菌门（菌属）不断向以纤维素降解相关的菌门（菌属）过渡。基于小试研究结果,在沙河水库北岸设计并建设了处理量为1.5 m3/d的现场试验,阶段性运行结果（2019年10月9日-11月12日）表明,现场试验出水COD、TN和TP的出水浓度分别为42.27 mg/L,6.76 mg/L和0.21 mg/L,对于污染指标的平均去除率分别为36%,23%和57%,并不能达到地表IV的标准,主要是由于冬季湿地植物凋落及微生物活性降低导致系统净化效果受到影响,后续还将继续开展现场试验的相关研究。
二、污染河道的生态修复机理研究（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、污染河道的生态修复机理研究（论文提纲范文）
（1）河道黑臭底泥的稳定化与重金属固化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 底泥污染成因分析 |
| 1.2.2 底泥修复技术 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验对象 |
| 2.1.2 污泥基生物炭的制备 |
| 2.1.3 污泥基生物炭的性质测定 |
| 2.1.4 生物促生剂性质测定 |
| 2.1.5 活性污泥来源 |
| 2.1.6 主要试剂与仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 黑臭底泥稳定化研究 |
| 2.2.2 底泥重金属固化技术研究 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 多糖 |
| 2.3.2 蛋白质 |
| 2.3.3 三维荧光分析 |
| 2.3.4 扫描电子电镜分析(SEM) |
| 2.3.5 能量色散X射线光谱分析(EDS) |
| 2.3.6 常规指标检测方法 |
| 3 黑臭底泥生物稳定化研究 |
| 3.1 生物促生剂和活性污泥对黑臭底泥修复效果研究 |
| 3.1.1 投加量对底泥稳定化的影响 |
| 3.1.2 反应时间对黑臭底泥稳定化效果的影响 |
| 3.1.3 联合配比对底泥稳定化效果影响 |
| 3.1.4 反应前后底泥颜色变化 |
| 3.2 本章小结 |
| 4 底泥重金属固化效果研究 |
| 4.1 底泥重金属Cu的固化效果 |
| 4.2 底泥重金属Pb的固化效果 |
| 4.3 底泥重金属Cd的固化效果 |
| 4.4 重金属浸出实验研究 |
| 4.5 经济分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 底泥污染修复机理分析 |
| 5.1 底泥黑臭污染治理前后机理分析 |
| 5.1.1 三维荧光分析 |
| 5.1.2 底泥稳定化修复机理分析 |
| 5.2 底泥重金属污染修复机理分析 |
| 5.2.1 不同固化剂固化重金属机理 |
| 5.2.2 底泥p H变化分析 |
| 5.2.3 重金属形态变化分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表论文及参加科研情况 |
（2）黑臭河道综合治理技术方案研究 ——以海门老城区黑臭水体治理为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 黑臭水体的定义 |
| 1.2 黑臭水体的成因分析 |
| 1.2.1 水体黑臭的原理 |
| 1.2.2 水体黑臭的成因及其影响因素分析 |
| 1.2.3 水体黑臭的可操控因素 |
| 1.3 黑臭水体的治理技术综述 |
| 1.3.1 城市污染河流净化与修复原理 |
| 1.3.2 物理方法及措施 |
| 1.3.3 化学法技术及措施 |
| 1.3.4 生物法技术及措施 |
| 1.3.5 生态修复技术及措施 |
| 1.4 黑臭水体的评价标准 |
| 1.4.1 分级标准与测定方法 |
| 1.4.2 布点与测定频率 |
| 1.4.3 黑臭水体级别判定 |
| 1.5 本文的研究内容及技术路线 |
| 第2章 黑臭水体调查分析 |
| 2.1 河道概况 |
| 2.2 水环境质量现状 |
| 2.3 排水现状 |
| 2.4 未来排水情况分析 |
| 2.4.1 总体规划 |
| 2.4.2 排水专项规划分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 黑臭水体治理关键技术研究 |
| 3.1 水体特征与治理目标 |
| 3.1.1 水体基本特征 |
| 3.1.2 水体黑臭成因分析 |
| 3.1.3 治理目标 |
| 3.2 排水体制论证 |
| 3.2.1 InfoWorks ICM建模分析 |
| 3.2.2 方案比较 |
| 3.3 合流制截污改造关键技术 |
| 3.3.1 合流制改造方法研究 |
| 3.3.2 泵站的选址 |
| 3.3.3 雨水量计算 |
| 3.3.4 污水量计算 |
| 3.3.5 合流泵站参数的确定 |
| 3.4 水处理设施及补水循环技术方案研究 |
| 3.4.1 补水循环 |
| 3.4.2 水处理 |
| 3.5 河道清淤技术方案研究 |
| 3.5.1 清淤方法与淤泥的利用 |
| 3.5.2 清淤量计算 |
| 3.6 水生态技术方案研究 |
| 3.6.1 增设水力推进设施 |
| 3.6.2 人工浮床水生植物技术 |
| 3.6.3 布置方式 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 水体长效管理机制研究 |
| 4.1 管理机构工作内容 |
| 4.2 管理内容 |
| 4.3 工程运行管理 |
| 4.3.1 管理制度 |
| 4.3.2 河湖运行管理内容 |
| 4.3.3 水生植物养护措施 |
| 4.3.4 建立河长制 |
| 4.3.5 人员编制 |
| 4.3.6 管理装备配置 |
| 4.4 流域信息化管控平台的建立思路 |
| 4.4.1 系统总体性能目标 |
| 4.4.2 系统架构设计 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）过氧化钙联合微生物菌剂治理黑臭水体的探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国黑臭水体污染现状 |
| 1.2 黑臭水体成因及黑臭机理 |
| 1.2.1 黑臭水体成因 |
| 1.2.2 致黑机理 |
| 1.2.3 致臭机理 |
| 1.3 黑臭水体修复方法概况 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 研究目的、内容及创新点 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.5 研究的技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验对象 |
| 2.1.2 实验样品的采集与处理 |
| 2.1.3 实验样品的理化性质 |
| 2.1.4 实验药菌 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 监测指标及测定方法 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 过氧化钙对黑臭水体治理效果的探究 |
| 2.3.2 过氧化钙联合微生物菌剂对黑臭水体治理效果的探究 |
| 第3章 过氧化钙对黑臭水体治理效果的探究 |
| 3.1 实验结果分析 |
| 3.1.1 对水体COD和高锰酸钾指数的影响 |
| 3.1.2 对水体TN、NH_4~+-N和TP的影响 |
| 3.1.3 对水体DO和pH的影响 |
| 3.1.4 对底泥AVS的影响 |
| 3.1.5 对底泥TOC的影响 |
| 3.1.6 对底泥ORP的影响 |
| 3.2 本章小结 |
| 第4章 过氧化钙联合微生物菌剂对黑臭水体治理效果的探究 |
| 4.1 过氧化钙联合单独菌剂对黑臭水体治理效果的探究 |
| 4.1.1 对水体COD和高锰酸钾指数的影响 |
| 4.1.2 对水体TN、NH_4~+-N和TP的影响 |
| 4.1.3 对水体DO和pH的影响 |
| 4.1.4 对底泥AVS的影响 |
| 4.1.5 对底泥TOC的影响 |
| 4.1.6 对底泥ORP的影响 |
| 4.2 过氧化钙联合混合菌对黑臭水体治理效果的探究 |
| 4.2.1 对水体COD和高锰酸钾指数的影响 |
| 4.2.2 对水体TN、NH_4~+-N和TP的影响 |
| 4.2.3 对水体DO和pH的影响 |
| 4.2.4 对底泥AVS的影响 |
| 4.2.5 对底泥TOC的影响 |
| 4.2.6 对底泥ORP的影响 |
| 4.3 不同化学-微生物组合修复技术的治理效果对比及经济性分析 |
| 4.3.1 不同化学-微生物组合修复技术的治理效果对比 |
| 4.3.2 经济性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（4）如皋市九华镇生态型高标准农田建设研究（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 国内外研究进展 |
| 1.2.1 灌溉排水研究进展 |
| 1.2.2 植物护坡研究进展 |
| 1.2.3 植物对水体污染修复研究进展 |
| 1.3 研究方案 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第2章 研究区基本情况 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置及气候 |
| 2.1.2 地形、地貌及地质 |
| 2.1.3 水利工程 |
| 2.1.4 田间工程 |
| 2.2 存在问题 |
| 第3章 生态型高标准农田规划布局 |
| 3.1 生态型高标准农田规划的基本原理 |
| 3.1.1 高标准农田发展趋势 |
| 3.1.2 生态型高标准农田的概念 |
| 3.1.3 生态型高标准农田建设基本理论 |
| 3.2 典型田块选择及生态型高标准农田建设目标 |
| 3.2.1 典型田块选择 |
| 3.2.2 生态型高标准农田建设目标 |
| 3.3 灌排模式设计 |
| 3.3.1 “明渠+明沟”模式 |
| 3.3.2 “管道+明沟”模式 |
| 3.3.3 “明渠+暗管”模式 |
| 3.3.4 “管道+暗管”模式 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 生态渠道建设 |
| 4.1 生态渠道的概念与建设原则 |
| 4.1.1 生态渠道的概念 |
| 4.1.2 生态渠道建设原则 |
| 4.2 渠道断面设计 |
| 4.2.1 斗渠断面 |
| 4.2.2 农渠断面 |
| 4.3 生态渠道结构设计 |
| 4.3.1 渠底生态廊道设计 |
| 4.3.2 生物通道设计 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 生态拦截沟建设 |
| 5.1 生态拦截沟建设的基本原理 |
| 5.1.1 生态拦截沟的概念及拦截机理 |
| 5.1.2 生态拦截沟的基本条件及建设原则 |
| 5.2 生态拦截沟构建 |
| 5.2.1 生态拦截沟断面及沟壁 |
| 5.2.2 生态拦截沟辅助设施 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 生态河道建设 |
| 6.1 生态河道内涵与构建原则 |
| 6.1.1 生态河道内涵 |
| 6.1.2 生态河道构建原则 |
| 6.2 河道生态护坡建设研究 |
| 6.2.1 植物护坡特征及机理 |
| 6.2.2 护坡植物选择原则 |
| 6.3 河道护坡模式研究 |
| 6.3.1 景观型护坡模式 |
| 6.3.2 自然型护坡模式 |
| 6.4 河道植物篱构建 |
| 6.4.1 植物篱的概念 |
| 6.4.2 植物篱护坡技术 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 九华镇生态型高标准农田建设 |
| 7.1 基本情况 |
| 7.2 “明渠+明沟”建设方案设计 |
| 7.2.1 灌排系统规划布置 |
| 7.2.2 水泵及配套电机选择 |
| 7.2.3 渠道设计 |
| 7.2.4 排水沟设计 |
| 7.2.5 生态河道设计 |
| 7.2.6 工程量 |
| 7.3 “管道+明沟”建设方案设计 |
| 7.3.1 管道管网布置 |
| 7.3.2 系统设计流量 |
| 7.3.3 管道水力计算 |
| 7.3.4 水泵及配套电机选型 |
| 7.3.5 工程量 |
| 7.4 “明渠+暗管”建设方案设计 |
| 7.4.1 排水暗管布置 |
| 7.4.2 工程量 |
| 7.5 “管道+暗管”建设方案设计 |
| 7.6 高标准农田建设方案比较 |
| 7.6.1 效益计算 |
| 7.6.2 建设方案比较 |
| 7.7 本章小结 |
| 第8章 总结与展望 |
| 8.1 总结 |
| 8.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）黑臭河道治理与生态修复研究 ——以南昌市桐溪河为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外研究进展 |
| 1.2.2 国内研究进展 |
| 1.2.3 研究评述 |
| 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 |
| 2 研究区概况与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然环境概况 |
| 2.1.2 社会经济情况 |
| 2.2 调查对象与内容 |
| 2.3 采样与分析 |
| 2.3.1 水化学指标分析 |
| 2.3.2 水生植物调查 |
| 2.3.3 水动力监测 |
| 3 研究区水环境状况 |
| 3.1 污染源调查 |
| 3.1.1 点源污染 |
| 3.1.2 面源污染 |
| 3.1.3 内源污染 |
| 3.2 河道生境调查 |
| 3.3 前期水质调查 |
| 4 河道治理与生态修复 |
| 4.1 综合治理布局 |
| 4.1.1 综合治理方针与原则 |
| 4.1.2 综合治理实施 |
| 4.2 生态堤坝 |
| 4.3 生态河床 |
| 4.4 生态护坡 |
| 4.5 河道复氧曝气 |
| 4.6 水生动植物群落构建 |
| 4.7 生态塘 |
| 4.8 生态浮床 |
| 4.9 污水处理厂提标升级 |
| 4.9.1 污水处理厂设施原状及问题 |
| 4.9.2 桑海产业园污水量预测 |
| 4.9.3 污水处理厂出水水质目标 |
| 4.9.4 污水处理厂运行方案 |
| 4.10 人工湿地 |
| 5 水质提升效果与纳污能力 |
| 5.1 水质GIS空间插值分析 |
| 5.2 生物量监测 |
| 5.3 水动力纳污能力 |
| 5.3.1 河段纳污能力计算模型 |
| 5.3.2 河段各指标纳污能力 |
| 5.3.3 人工湿地水位调节 |
| 6 水体治理净化效果分析 |
| 6.1 COD治理效果和去除率 |
| 6.1.1 生态系统对COD去除效果分析 |
| 6.1.2 源头和监测断面对COD去除效果分析 |
| 6.1.3 生态河道对COD的去除效果分析 |
| 6.1.4 人工湿地对COD的去除效果分析 |
| 6.1.5 生态氧化塘对COD的去除效果分析 |
| 6.2 TN治理效果和去除率 |
| 6.2.1 生态系统对TN去除效果分析 |
| 6.2.2 源头和监测断面对TN去除效果分析 |
| 6.2.3 生态河道对TN去除效果分析 |
| 6.2.4 人工湿地对TN去除效果分析 |
| 6.2.5 生态塘对TN去除效果分析 |
| 6.3 NH_3-N治理效果和去除率 |
| 6.3.1 生态系统对NH_3-N去除效果分析 |
| 6.3.2 源头和监测断面对NH_3-N去除效果分析 |
| 6.3.3 生态河道对NH_3-N去除效果分析 |
| 6.3.4 人工湿地对NH_3-N的去除效果分析 |
| 6.3.5 生态塘对NH_3-N的去除效果分析 |
| 6.4 TP治理效果和去除率 |
| 6.4.1 生态系统对TP去除效果分析 |
| 6.4.2 源头和监测断面对TP去除效果分析 |
| 6.4.3 生态河道对TP去除效果分析 |
| 6.4.4 人工湿地对TP去除效果分析 |
| 6.4.5 生态塘对TP去除效果分析 |
| 6.5 国家监测断面的水质变化效果 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（6）基于河流生境改善的生态护岸构建及脱氮除磷效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与课题来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 国内外现状 |
| 1.3 河道生态修复技术 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.5 创新点 |
| 第二章 研究区域概况和方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 气象 |
| 2.1.2 水文 |
| 2.2 生态护岸的构建 |
| 2.2.1 试验地点 |
| 2.2.2 生态护岸类型筛选 |
| 2.2.3 生态护岸的搭建 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 采样方法 |
| 2.3.2 稳定性和抗冲刷性检测 |
| 2.3.4 土壤氮转化能力检测 |
| 2.3.5 土壤除磷能力检测 |
| 2.4 府河、孝义河河道综合治理工程水质监测方案 |
| 2.4.1 采样方法 |
| 2.4.2 采样时间 |
| 2.4.3 采样位置地点 |
| 2.5 检测指标与方法 |
| 2.5.1 试验测试指标测试方法、所用药品、仪器 |
| 第三章 生态护岸稳定性、抗冲刷性分析 |
| 3.1 护岸稳定性测试 |
| 3.2 护岸抗冲刷性测试 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 护岸带土壤脱氮能力研究 |
| 4.1 护岸土壤常规指标分析 |
| 4.1.1 石笼护岸土壤理化指标分析 |
| 4.1.2 松木桩生态护岸附近土壤常规指标分析 |
| 4.2 生态护岸建设土壤硝化反硝化速率测定与分析 |
| 4.2.1 护岸带土壤硝化速率测定 |
| 4.2.2 护岸带土壤反硝化速率测定 |
| 4.3 相关性分析 |
| 4.4 生态护岸建设前后微生物群落分析 |
| 4.4.1 微生物多样性分析 |
| 4.4.2 优势菌群分析 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 第五章 护岸带土壤除磷能力研究 |
| 5.1 生态护岸建设前后总磷含量 |
| 5.2 生态护岸建设前后土壤磷吸附热力学实验研究 |
| 5.2.1 样品处理 |
| 5.2.2 实验内容 |
| 5.2.3 结果分析 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 石笼和松木桩生态护岸工程应用成效研究 |
| 6.1 河道生境营造工程方案 |
| 6.1.1 府河生境营造工程 |
| 6.1.2 孝义河生境营造工程 |
| 6.1.3 植物种植 |
| 6.2 水质数据监测 |
| 6.2.1 石笼生态护岸生态修复效果分析 |
| 6.2.2 松木桩护岸生态修复效果分析 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介及攻读学位期间取得的研究成果 |
| 导师简介 |
（7）北方干旱城市黑臭水体治理实践及长期管控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究的背景和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 黑臭水体的研究现状 |
| 1.2.1 黑臭水体治理基本路线及原则 |
| 1.2.2 国内对黑臭水体治理的研究现状 |
| 1.2.3 国外对黑臭水体治理的研究现状 |
| 1.2.4 黑臭水体治理现状研究的不足 |
| 1.3 研究的主要内容 |
| 1.3.1 研究的目的 |
| 1.3.2 研究的主要内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 北方干旱城市黑臭水体特点 |
| 2.1 北方干旱城市市内水体的特点 |
| 2.1.1 本文对北方干旱城市的定义及其特点 |
| 2.1.2 北方干旱城市市内水体的特点 |
| 2.2 城市黑臭水体的现象与危害 |
| 2.2.1 城市水体的黑臭现象 |
| 2.2.2 黑臭水体的现状危害 |
| 2.2.3 黑臭水体的水质分级标准 |
| 2.3 黑臭水体的历史与北方干旱城市的历史遗留问题 |
| 2.3.1 国外黑臭水体的历史情况 |
| 2.3.2 国内其他地区黑臭水体的历史情况 |
| 2.3.3 北方干旱城市黑臭水体的历史情况及其历史遗留问题 |
| 2.4 北方干旱城市黑臭水体的成因特点 |
| 2.4.1 水体黑臭的理论机理 |
| 2.4.2 水体黑臭的污染来源 |
| 2.4.3 水体黑臭的环境条件原因 |
| 2.4.4 北方干旱城市黑臭水体的成因特点 |
| 2.5 黑臭水体的评价方法 |
| 2.5.1 单项限值法 |
| 2.5.2 黑臭指数法 |
| 2.5.3 模型计算法 |
| 2.5.4 综合评价法 |
| 第3章 北方干旱城市黑臭水体治理实践 |
| 3.1 北方干旱城市黑臭水体治理技术体系 |
| 3.1.1 黑臭水体治理技术体系 |
| 3.1.2 北方干旱城市黑臭水体治理理念及特点 |
| 3.2 控源截污技术 |
| 3.2.1 控源截污技术发展现状 |
| 3.2.2 控源截污技术在北方干旱城市的应用特点 |
| 3.3 内源治理技术 |
| 3.3.1 内源治理技术发展现状 |
| 3.3.2 内源治理技术在北方干旱城市的应用特点 |
| 3.4 生态修复技术 |
| 3.4.1 生态修复技术发展现状 |
| 3.4.2 生态修复技术在北方干旱城市的应用特点 |
| 3.5 其他治理技术 |
| 3.5.1 其他治理技术发展现状 |
| 3.5.2 其他治理技术在北方干旱城市的应用特点 |
| 第4章 实例分析——以太原市为例 |
| 4.1 太原市黑臭水体改造的背景情况 |
| 4.1.1 自然条件 |
| 4.1.2 社会现状 |
| 4.1.3 经济现状 |
| 4.2 太原市水体概况及其黑臭现状 |
| 4.2.1 汾河太原段概况 |
| 4.2.2 太原市市区其他河渠概况 |
| 4.2.3 太原市水体的黑臭现状 |
| 4.3 太原市黑臭水体专项整治工程概况 |
| 4.3.1 太原市黑臭水体专项整治工程总体思路 |
| 4.3.2 太原市黑臭水体专项整治工程设计方案 |
| 4.3.3 太原市七渠(河)渠道治理工程设计方案 |
| 4.3.4 治理后水体运行效果评价 |
| 4.4 北方干旱城市黑臭水体治理工程的设计特点 |
| 4.5 治理工程实践中的问题探讨 |
| 4.5.1 修正北方干旱城市黑臭水体判别标准的问题 |
| 4.5.2 是否应区别对待自然河道与人工渠道的问题 |
| 4.5.3 黑臭水体不能教条绿化的问题 |
| 第5章 北方干旱城市黑臭水体的长期管控的思考 |
| 5.1 北方干旱城市黑臭水体管控存在的主要问题 |
| 5.2 实现黑臭水体“长制久清”的动态管控探索 |
| 5.2.1 长效保持阶段的现代化管控措施 |
| 5.2.2 排水水量和水质的动态管控技术 |
| 5.3 加强黑臭水体治理的公众参与 |
| 5.3.1 黑臭水体政府一元治理的现状 |
| 5.3.2 黑臭水体公众参与治理的困难 |
| 5.3.3 黑臭水体公众参与治理的实施建议 |
| 5.4 完善黑臭水体配套法律法规 |
| 5.4.1 完善黑臭水体治理配套法律法规的必要性 |
| 5.4.2 完善黑臭水体治理配套法律法规的可行性 |
| 5.4.3 黑臭水体治理配套法律法规的建议 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）农业氮污染迁移过程中铁氨氧化脱氮机理与应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 农业氮素迁移过程 |
| 1.3 传统生物脱氮研究进展 |
| 1.3.1 硝化过程 |
| 1.3.2 反硝化过程 |
| 1.3.3 厌氧氨氧化过程 |
| 1.4 铁氨氧过程进展 |
| 1.4.1 Feammox过程的发现与证明 |
| 1.4.2 Feammox过程脱氮速率与贡献 |
| 1.4.3 Feammox过程相关微生物 |
| 1.4.4 影响Feammox过程的因素 |
| 1.4.5 Feammox菌富集与筛选现状 |
| 1.5 研究领域存在的不足 |
| 1.6 本论文的研究目的与研究内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第2章 农业氮污染迁移过程中铁氨氧化脱氮贡献 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 供试土壤采集 |
| 2.3.2 同位素示踪培养 |
| 2.3.3 土壤理化性质测定 |
| 2.3.4 微生物指标测定 |
| 2.3.5 数据统计分析 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 研究区土壤/底泥理化特征 |
| 2.4.2 ~(15)NH_4Cl处理组中~(30)N_2、~(29)N_2产生速率和Fe(III)还原速率 |
| 2.4.3 ~(15)Na NO_3处理组中潜在反硝化速率 |
| 2.4.4 研究区铁还原菌相对丰度和群落时空变化 |
| 2.4.5 环境因素与Feammox过程相互关系 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 农业氮污染迁移过程中Feammox过程时空变化 |
| 2.5.2 土壤/底泥Feammox与 Fe(III)还原速率间关系 |
| 2.5.3 反硝化过程与Feammox过程的比较 |
| 2.5.4 Feammox过程的脱氮贡献 |
| 2.6 小结 |
| 第3章 农业氮污染迁移过程中铁氨氧化脱氮机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤采集 |
| 3.2.2 环境因素实验设计与培养 |
| 3.2.3 Feammox菌富集实验设计与培养 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 人类活动对Feammox过程脱氮贡献的影响 |
| 3.3.2 自然因素对Feammox过程脱氮贡献的影响 |
| 3.3.3 Feammox过程相关微生物的富集研究 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 人类活动对Feammox过程的影响 |
| 3.4.2 环境因素对Feammox过程的影响 |
| 3.4.3 基于Feammox菌富集体系的Feammox过程脱氮机理探究 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 基于铁氨氧化菌的脱氮应用示范探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 河道原位底泥和河水样品采集 |
| 4.2.2 Feammox菌、狐尾藻和生物碳的制备 |
| 4.2.3 不同生态修复措施设计 |
| 4.2.4 水体和底泥理化性质测定指标 |
| 4.2.5 底泥不同微生物脱氮过程测定 |
| 4.2.6 底泥脱氮功能基因和铁还原菌丰度测定 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同生态修复措施水质变化 |
| 4.3.2 不同生态修复措施底泥氮素含量变化 |
| 4.3.3 不同生态修复措施底泥反硝化过程与Feammox过程变化 |
| 4.3.4 不同生态修复措施底泥反硝化功能基因和铁还原菌丰度 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 狐尾藻脱氮效果 |
| 4.4.2 生物碳脱氮效果 |
| 4.4.3 Feammox菌脱氮效果 |
| 4.4.4 不同生态修复措施脱氮效果比较 |
| 4.4.5 基于Feammox过程的河道脱氮应用的可行性评估 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 本论文的特色与创新点 |
| 5.3 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间已发表的论文 |
| 致谢 |
（9）水生态与水安全关联耦合视角下的寒地海绵城市规划研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 气候突变引发城市内涝灾害频发 |
| 1.1.2 快速城镇化导致水生态系统退化严重 |
| 1.1.3 寒地城市发展致使雨洪管理需求增加 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 研究概念与范围界定 |
| 1.3.1 相关概念界定 |
| 1.3.2 研究对象范围界定 |
| 1.4 研究内容与研究方法 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究方法 |
| 1.5 创新点及研究框架 |
| 1.5.1 研究创新点 |
| 1.5.2 研究框架 |
| 第2章 相关基础理论与研究动态综述 |
| 2.1 水生态与水安全理论研究进展 |
| 2.1.1 城市水生态理论研究 |
| 2.1.2 城市水安全理论研究 |
| 2.1.3 研究评述 |
| 2.2 景观生态学相关理论研究 |
| 2.2.1 景观生态学的发展、概念及意义 |
| 2.2.2 “格局—过程—尺度”关系理论研究 |
| 2.2.3 国内外相关研究进展 |
| 2.2.4 研究评述 |
| 2.3 雨洪管理体系研究进展 |
| 2.3.1 宏观层面防洪排涝 |
| 2.3.2 中观层面雨洪管理 |
| 2.3.3 微观层面河岸带设计 |
| 2.3.4 寒地城市雨洪管理研究 |
| 2.3.5 经验总结与启示 |
| 2.4 我国海绵城市相关研究动态 |
| 2.4.1 我国海绵城市理论发展与现状统计 |
| 2.4.2 我国海绵城市内容研究与技术方法 |
| 2.4.3 我国海绵城市政策发展与地方实践 |
| 2.4.4 我国寒地海绵城市存在问题分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 寒地城市水生态与水安全关联耦合的理论与方法 |
| 3.1 寒地城市地域特征 |
| 3.1.1 寒地流域自然地理特征 |
| 3.1.2 寒地城市水系空间特征 |
| 3.1.3 寒地城市河岸带功能特征 |
| 3.2 多尺度寒地城市水生态与水安全问题识别 |
| 3.2.1 流域尺度现状问题 |
| 3.2.2 城市尺度现状问题 |
| 3.2.3 河段尺度现状问题 |
| 3.3 水生态与水安全关联耦合理论研究 |
| 3.3.1 理论基础 |
| 3.3.2 理论框架 |
| 3.3.3 技术路线 |
| 3.4 耦合水生态与水安全的寒地海绵管控理论与方法 |
| 3.4.1 格局对水生态与水安全的作用机制 |
| 3.4.2 耦合水生态与水安全的寒地海绵管控内容 |
| 3.4.3 耦合水生态与水安全管控的关键技术方法 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 多尺度寒地海绵城市规划体系框架 |
| 4.1 寒地海绵城市规划目标与原则 |
| 4.1.1 寒地海绵城市规划目标 |
| 4.1.2 寒地海绵城市规划原则 |
| 4.2 寒地海绵城市规划体系构建 |
| 4.2.1 研究区域选取与空间尺度划分 |
| 4.2.2 寒地海绵城市规划要点 |
| 4.2.3 多尺度寒地海绵城市规划体系构建 |
| 4.3 寒地海绵城市规划技术与方法 |
| 4.3.1 Arc GIS在不同尺度中的应用 |
| 4.3.2 流域尺度格局构建与分析方法 |
| 4.3.3 SWMM在城市尺度中的应用 |
| 4.3.4 低影响开发技术的寒地适宜性应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 流域尺度的沈抚新区水生态安全格局构建 |
| 5.1 沈抚新区现状分析与评价 |
| 5.1.1 自然条件现状 |
| 5.1.2 水土资源分析 |
| 5.2 水生态安全格局影响因素分析 |
| 5.2.1 单因子要素影响分析 |
| 5.2.2 综合要素影响分析 |
| 5.3 水生态安全格局构建 |
| 5.3.1 水生态安全格局等级划分 |
| 5.3.2 土地适宜性评价 |
| 5.3.3 生态关键区识别 |
| 5.3.4 水生态安全格局优化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 城市尺度的沈抚中心城区寒地海绵规划与系统优化 |
| 6.1 沈抚中心城区水生态与水安全条件概况 |
| 6.1.1 地形地势现状与雨洪来源 |
| 6.1.2 降水特征与暴雨雨型 |
| 6.1.3 降雨径流控制分析 |
| 6.1.4 水资源利用潜力分析 |
| 6.2 城市海绵系统格局构建与优化 |
| 6.2.1 城市海绵生态系统格局构建 |
| 6.2.2 海绵城市排水系统优化 |
| 6.2.3 海绵城市雨雪水资源化利用 |
| 6.3 低影响开发系统构建与定量方案 |
| 6.3.1 沈抚中心城区海绵城市管控分区划分 |
| 6.3.2 各管控分区低影响开发设施选择与组合 |
| 6.3.3 沈抚中心城区低影响开发系统构建 |
| 6.3.4 海绵城市规划方案定量计算 |
| 6.4 海绵系统优化方案模拟与分析 |
| 6.4.1 预规划方案模拟分析 |
| 6.4.2 优化方案模拟分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 河段尺度的浑河沈抚段生态建设与低影响开发设计 |
| 7.1 浑河河岸带概况与问题分析 |
| 7.1.1 研究区概况 |
| 7.1.2 生态安全问题分析 |
| 7.2 城市河岸带结构布局与水生态修复 |
| 7.2.1 河岸带海绵结构布局 |
| 7.2.2 寒地河岸带水生态修复措施 |
| 7.3 城市河岸带海绵设计与LID措施应用 |
| 7.3.1 河岸带海绵景观设计方案 |
| 7.3.2 寒地低影响开发措施应用设计 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A |
| 附录 B |
| 附录 C |
| 发表论文和科研情况说明 |
| 致谢 |
（10）低C/N河湖水体生态净化系统的构建及净水效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.引言 |
| 1.1 课题来源与背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 国内外研究评述 |
| 1.2.1 再生水补给河湖水体现状 |
| 1.2.2 河湖水体修复技术 |
| 1.2.3 人工湿地净化机理概述 |
| 1.2.4 人工湿地外加碳源研究进展 |
| 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 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 试验试剂、仪器及材料 |
| 2.1.1 试验试剂和仪器 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 沙河水库水质时间变化特征研究 |
| 2.2.2 以人工湿地为核心的低C/N水体生态净化系统的构建 |
| 2.2.3 生态净化系统的净水及强化脱氮效能和机制 |
| 2.2.4 生态净化系统现场中试研究 |
| 3.沙河水库水质时间变化特征研究 |
| 3.1 沙河水库水质特征值统计分析 |
| 3.2 沙河水库有机污染物月变化特征 |
| 3.3 沙河水库总磷月变化特征 |
| 3.4 沙河水库不同形态氮素的月变化特征 |
| 3.5 沙河水库C/N比值月变化特征 |
| 3.6 本章小结 |
| 4.以人工湿地为核心的低C/N水体生态净化系统的构建 |
| 4.1 天然纤维素碳源的筛选 |
| 4.1.1 天然纤维素碳源COD释放速率对比 |
| 4.1.2 天然纤维素浸出液可生化性对比 |
| 4.1.3 天然纤维素碳源浸出液DOM组分分析 |
| 4.1.4 天然纤维素碳源氮、磷的释放 |
| 4.2 以人工湿地为核心的生态净化系统的构建 |
| 4.2.1 塘-湿地组合系统的构建 |
| 4.2.2 “释碳床”的构建 |
| 4.2.3 低C/N水体生态净化系统的构建 |
| 4.3 本章小结 |
| 5.生态净化系统的净水及强化脱氮效能和机制 |
| 5.1 生态净化系统净水效能总体分析 |
| 5.1.1 进生态净化系统对COD的处理效果 |
| 5.1.2 生态净化系统对磷素的处理效果 |
| 5.1.3 生态净化系统对不同形态氮素的处理效果 |
| 5.1.4 生态净化系统进出水其它指标变化 |
| 5.2 生态净化系统各单元对氮、磷的去除贡献 |
| 5.2.1 各单元对磷素的去除贡献 |
| 5.2.2 各单元对氮素的去除贡献 |
| 5.3 释碳床加入前后各单元净水效能对比 |
| 5.4 生态净化系统微生物群落结构对净化效能的影响 |
| 5.4.1 OTU聚类分析与多样性指数分析 |
| 5.4.2 微生物门(phylum)分类水平组成分析 |
| 5.4.3 微生物属(genus)分类水平组成分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6.生态净化系统净化沙河水库水质现场试验研究 |
| 6.1 现场试验设计 |
| 6.2 中试生态净化系统净水效能研究 |
| 6.2.1 生态净化系统对有机污染物去除效果 |
| 6.2.2 生态净化系统对磷素去除效果 |
| 6.2.3 生态净化系统对氮素去除效果 |
| 6.3 本章小结 |
| 7.结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 导师简介 |
| 副导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
四、污染河道的生态修复机理研究（论文参考文献）
- [1]河道黑臭底泥的稳定化与重金属固化研究[D]. 曹琛洁. 西安理工大学, 2021(01)
- [2]黑臭河道综合治理技术方案研究 ——以海门老城区黑臭水体治理为例[D]. 王燕平. 扬州大学, 2021(08)
- [3]过氧化钙联合微生物菌剂治理黑臭水体的探究[D]. 吴越. 山东大学, 2021(12)
- [4]如皋市九华镇生态型高标准农田建设研究[D]. 陈晖. 扬州大学, 2021(08)
- [5]黑臭河道治理与生态修复研究 ——以南昌市桐溪河为例[D]. 杨旭杰. 华中师范大学, 2021
- [6]基于河流生境改善的生态护岸构建及脱氮除磷效能研究[D]. 王汝健. 河北大学, 2021(09)
- [7]北方干旱城市黑臭水体治理实践及长期管控研究[D]. 赵一涛. 太原理工大学, 2020(01)
- [8]农业氮污染迁移过程中铁氨氧化脱氮机理与应用研究[D]. 覃云斌. 南京大学, 2020(09)
- [9]水生态与水安全关联耦合视角下的寒地海绵城市规划研究[D]. 初亚奇. 天津大学, 2020
- [10]低C/N河湖水体生态净化系统的构建及净水效能研究[D]. 余昊翔. 北京林业大学, 2020(06)