一、湖泊富营养化原因及控制措施（论文文献综述）
宋金萍[1]（2021）在《察尔森水库丰水质特征分析及其微生物多样性研究》文中研究指明察尔森水库作为北方重要的大型水库,丰水期水质特征有待进行分析,水环境的变化对微生物群落也会构成影响,目前相关工作开展较少,故本次选取察尔森水库为研究对象进行分析,结果如下:察尔森水库水质指标中TN、TP超标,其余各项指标均符合《地表水环境质量标准》GB3838-2002中Ⅲ类标准。水体及底泥共有1个界,58个门,157个纲,399个目,637个科及652个属的物种组成。微生物多样性为:西入口>东入口>出口。门水平上丰度较高的菌门:Proteobacteria、Actinobacteria、Bacteroidetes;纲水平上丰度较高的菌纲:Actinobacteria、Gammaproteobacteria、Bacteroidia;目水平上丰度较高的菌目:Betaproteobacteriales、Frankiales、Flavobacteriales;科水平上丰度较高的菌科:Burkholderiaceae、Sporichthyaceae、Flavobacteriaceae;属水平上水体和底泥中的优势菌属明显不同。在表层水体中丰度较高的菌属是:hgcl-clade、Flavbacterium、CL500-29-marine-grup、Limnohabitans、Rhodoferax。在底泥中丰度较高的菌属是:Sphingomonas、norankoAcidobacteriales、Flavbacterium。在水体和底泥样本中均是西入口的微生物多样性最高,西入口的TN、TP含量也是最高的,环境因子氮、磷与微生物多样性之间具有显着的正相关性,且西入口与出口更相近,说明东入口对水库整体影响较小。N相关功能菌反硝化细菌群落丰度比氨氧化细菌、氨氧化古菌的群落丰度高。西入口水质中反硝化细菌多样性最高。水体和底泥中的优势菌属相似,水体及底泥中丰度较高的菌属是:Azoarcu、Dechloromonas、Halomonas。氨氧化细菌在水库中西入口 dhn4的氨氧化细菌的生物多样性最高。水体和底泥中的优势菌属相同,在表层水体及底泥中丰度较高的菌属是:Nitrosospira、Nitrosomonas、Nitrosovibri。氨氧化古菌在西入口dhn4的生物多样性最高。水体和底泥中的优势菌属相同,在表层水体及底泥中丰度较高的菌属是:Nitrososphaera、Candidatus Nitrosotenui。N的含量与功能菌群微生物群落组成间相关性较小。
杜云彬[2]（2021）在《洪泽湖生态系统健康评价与污染负荷总量控制研究》文中研究指明洪泽湖是我国第四大淡水湖,是南水北调的重要调蓄湖泊。近年来,围网养殖、工农业污染负荷输入、岸线高强度开发利用严重影响了洪泽湖水环境质量,威胁湖区水生态系统健康,对环洪泽湖地区社会经济的可持续发展造成了巨大影响。因此,准确客观地评价洪泽湖生态系统健康状况,并以此指导洪泽湖水质提升和水生态修复,对于改善洪泽湖生态环境具有重要意义。本文基于历史数据分析和补充监测调查,全面分析了洪泽湖水质水生态现状和演变过程,诊断了水质水生态关键问题,为构建洪泽湖生态系统健康评价体系提供科学依据;通过评价指标初筛、独立性优化和合理性优化,融合水质、水生生物、水文及形态学和社会服务功能要素,构建了洪泽湖生态系统健康综合评价指标体系,对洪泽湖生态系统健康状况进行了全面评价,识别了影响洪泽湖生态健康的主要水质、水生生物和湖泊形态学指标;围绕洪泽湖水质提升和水生态改善目标,计算了洪泽湖入湖氮磷污染负荷以及水环境容量,构建了服务于重点湖区水质改善的区域污染负荷削减空间分配体系,优化了洪泽湖污染负荷削减量空间分配,提出了针对水质提升的污染负荷总量控制措施和针对水生态健康改善的水生态修复对策。主要研究结果如下:（1）洪泽湖湖区关键水质控制指标为总氮（TN）和总磷（TP）,入湖河流关键水质控制指标为TN和氨氮（NH3-N）,水体呈轻度富营养化,重金属Hg污染较严重;洪泽湖7月浮游植物多样性指数为2.76,10月浮游植物多样性指数为2.05,优势种从单一的蓝藻变为多种藻类;7月底栖动物多样性指数为1.05,10月底栖动物多样性指数为1.5,底栖动物多样性状况较差。（2）根据洪泽湖水质水生态分析结果,融合水质、水生生物、水文及形态学和社会服务功能指标构建了洪泽湖水生态健康综合评价指标体系,总体生态系统健康评价等级为“中”。与江苏省生态河湖状况评价地方标准相比,构建的评价体系突出了洪泽湖岸线形态及水文学指标,去除了蓝藻密度指标,能够更准确地反映洪泽湖生态系统健康状况。（3）根据洪泽湖生态系统健康评价结果,对影响洪泽湖水生态健康的关键水质指标TN和TP进行污染负荷总量控制。以III类水标准为目标,考虑水环境安全余量,TN和TP入湖负荷削减量应分别达到57973.19 t/a和2955.19 t/a。根据不同湖区水质现状与水质目标差异,以公平性为原则,提出了洪泽湖污染负荷削减量优化分配体系。淮河输入负荷TN削减量为33941.97 t/a,TP对应削减量为853.5t/a;沿湖的泗洪县、泗阳县、宿城区、盱眙县、淮阴区和洪泽区TN削减量依次为5422.33 t/a、2499.79 t/a、1976.29 t/a、5404.92 t/a、3132.82 t/a、2359.72 t/a,TP对应削减量依次为556.77 t/a、268.66 t/a、103.18 t/a、606.5 t/a、186.07 t/a、380.51 t/a。基于洪泽湖污染削减量分配结果和洪泽湖健康评价结果,提出了洪泽湖污染负荷控制措施。（4）根据影响洪泽湖生态系统健康状况的关键因子,基于“点（生物）→线（湖岸带）→面（湖面）”的思路,提出面向洪泽湖水生物种多样性恢复的生物调控措施;提出了以湖岸带植被恢复为目标,近湖区、一级缓冲区和二级缓冲区相结合的环湖滨岸带三级生态修复体系;提出了面向洪泽湖自由水面恢复的退圩环湖措施。
杨碧莹[3]（2020）在《基于统计模型的巢湖水体富营养化模拟研究》文中指出水体富营养化和藻类大面积爆发是目前湖泊普遍存在的污染问题,作为“三湖”之一的巢湖由于受到人为因素的严重干扰也面临着同样的问题。叶绿素a（Chl-a）的含量作为监测湖泊富营养化的指标之一,其浓度高低可以反映水体中藻类的数量和水质状况,因此常被广泛研究。然而常规的监测方法耗时费力且又存在一定局限性,因此选择一种高效快捷的方法模拟预测Chl-a的浓度对预防和治理湖泊水体富营养化有重要的现实意义。本文利用巢湖湖区在2016～2018年的水环境监测数据,包括理化、生化指标（水温、溶解氧（DO）、pH、电导率、浊度、透明度、Chl-a、藻密度、高锰酸盐指数）和营养盐指标（氨氮、总磷、总氮）共12个水质指标,采用非度量多维尺度（NMDS）法分析了这些指标的时空分布特征。然后采用TLI法和SVM法对水体富营养化状态进行了评价。最后,以巢湖水体中的Chl-a为主要研究对象,利用Spearman相关性分析和冗余分析（RDA）两种方法研究了 Chl-a与其它水质参数之间的相关性,从而运用线性（MLR）和非线性方法（SVM和RF）建立起模拟巢湖水体Chl-a浓度的预测模型,通过模拟结果对比得出最优模型,并采取4种方法减少输入因子,构建出快速模拟巢湖Chl-a浓度的模型。以上研究得到的主要结论概括如下:（1）研究期内（2016～2018年每年的4～10月）,巢湖水体的水质指标（除电导率外）在时间上受季节变化影响较为明显,其中水温、pH、浊度、藻密度、高锰酸盐指数及Chl-a均为夏季>秋季>春季;DO、透明度、氨氮和总氮均为春季>秋季>夏季;总磷则为秋季>夏季>春季。空间上,除DO和透明度外,水温、pH、电导率、浊度、Chl-a、藻密度、高锰酸盐指数、氨氮、总磷和总氮均呈现出了从西湖区逐渐向东湖区递减的趋势,这可能与西湖区靠近城市生活区,受人为活动影响有关。此外,总氮在2016～2018年里浓度平均值的波动范围分别为 0.998～2.801mg/L、1.252～3.289mg/L 和 1.327～2.428mg/L,其浓度值超过了地表水Ⅲ类水标准,部分期间内属劣V类水,是巢湖水体的主要污染因子。（2）TLI法评价结果表明,巢湖水体的富营养化状态在时间分布上均为轻度富营养,空间分布上西湖区高于东湖区,除西湖区个别监测点位的水体为中度富营养,大多监测点位的水体为轻度富营养。SVM法评价结果从时间分布上看,2016年和2017年的监测点位水体主要呈轻度富营养,2018年呈中度富营养;从空间分布上看,西湖区水体的富营养化状态仍高于东湖区,大多呈中度富营养,南淝河甚至在2017年和2018年呈重度富营养。（3）除了 Chl-a与DO和透明度之间存在显着的负相关,与其余的水质指标均存在不同程度的正相关,且大多为显着相关。（4）相同的因子输入不同的模型中时,RF模型的模拟结果优于SVM模型,SVM模型的模拟结果又优于MLR模型;不同的因子输入相同的模型中时,以理化、生化指标和营养盐指标共同作为输入参数的二类因子模型要优于仅以理化、生化指标或仅以营养盐指标为输入参数的一类因子模型;总体上以二类因子作为RF模型的输入因子对水体中Chl-a浓度的预测效果最好,其模拟和验证的R均大于0.7。（5）使用RF模型,以精简后的五个参数包括藻密度、温度、总磷、浊度和pH作为输入参数,拟构建出模拟水体Chl-a浓度的快速模拟模型,模拟结果具有可接受性。本文的研究成果对模拟预测巢湖水体Chl-a浓度及制定巢湖水体富营养化治理措施都具有重要意义。图 [24] 表 [14] 参 [131]
黄业辉[4]（2020）在《鲫（Carassius auratus）对浅水水体水质的影响：中型系统实验》文中研究表明杂食性鱼类扩增可在淡水生态系统中引起许多生态环境问题,包括降低水体透明度、恶化水质等。本文以鲫（Carassius auratus）为研究对象,构建中型水生态系统,设置对照组（不放置鲫）和鲫处理组（放置鲫）,通过比较鲫处理组和对照组中的水体现场指标（水温、p H、溶解氧、总溶解性固体、电导率）、水体营养盐浓度（总氮、溶解性总氮、氨态氮、硝态氮、亚硝态氮、总磷、溶解性总磷、可溶性活性磷）、浮游植物生物量（叶绿素a）、附着藻生物量（叶绿素a）、底栖藻生物量（叶绿素a）、总悬浮物（TSS）、烧失量（LOI）、光照强度和浮游动物丰度等指标的变化,以探究杂食性鱼类对水生态系统水质的影响。结果表明:与对照组相比,鲫导致上覆水中总氮（TN）显着增加了44%、总磷（TP）显着增加了82%、浮游植物叶绿素a含量显着升高了142%,但鲫显着降低了58%的附着藻叶绿素a含量;同时鲫也显着增加了水体131%的TSS浓度和显着降低了沉积物表面141%的光照强度。因此,本研究表明鲫会显着地降低水体透明度,进而恶化了水生态系统的水质,去除水体中的杂食性鱼类可能有利于降低水体营养盐浓度,抑制浮游植物的生长,降低水体TSS浓度,提高水体透明度,从而改善浅水生态系统的水质。本研究对水生态系统的管理与保护,特别是杂食性鱼类管理具有参考意义。
裴佳瑶[5]（2020）在《雁鸣湖底泥氮磷释放及主要环境影响因子研究》文中研究表明随着城市化进程的加快,污染物过量的排入湖泊,使湖泊水体富营养化问题日益严重,尤其是城市人工湖具有环境封闭、流动性差、水深较浅等特点,水环境更易受到污染,即使外源污染得到控制,底泥释放造成的内源污染也不容忽视。本研究以西安市雁鸣湖2#湖为研究对象,针对湖泊上覆水及沉积物展开研究,分析水体及沉积物中营养盐的污染特征及分布规律;通过室内模拟实验,研究界面间氮磷释放的变化规律及主要环境因子对氮磷释放的影响;基于响应面法,构建氮磷释放回归模型,预测底泥的最不利释放条件,并估算雁鸣湖底泥氮磷全年的释放量。主要研究内容及成果如下:（1）2019年2月12月对雁鸣湖水体及底泥监测结果表明:水体温度和高锰酸盐指数夏秋季高、春冬季较低,溶解氧和pH表现为夏季低、冬季高的季节分布特征;上覆水中TN含量属于Ⅳ类水,TP含量属于ⅢⅣ类水;间隙水中TN和TP含量均超过地表水环境质量标准的Ⅴ类,TN污染在空间上差异不明显,TP污染呈现中间高两边低的趋势。沉积物综合污染评价结果为中度,有机污染评价为较清洁-尚清洁;两种评价方法的污染程度在空间上基本一致,都表明M2点污染最严重,其次是M3点,M1及M6点污染程度最小。（2）通过室内模拟实验估算湖泊沉积物-上覆水界面的TN、NH4+-N、TP及PO43--P交换通量,结果表明四种营养盐的通量均在夏秋季时最大,冬季降温结冰后不利于营养物质的释放,交换通量减小;空间上氮通量湖心处较大,进出水口处较小,磷通量分布则相反。根据通量的正负可知,除沉积物中的NH4+-N在春季表现为“汇”之外,沉积物中TN、TP及PO43--P在四个季节均表现为“源”。同时估算得沉积物-上覆水界面氮磷释放对水体营养盐的贡献率分别为:TN的潜在贡献率为3.5510.72%,NH4+-N的潜在贡献率为-6.258.12%,TP的潜在贡献率为2.9110.40%,PO43--P的潜在贡献率为4.298.69%。（3）以雁鸣湖的上覆水及沉积物为研究对象,通过模拟实验研究单一环境因子变化对沉积物氮磷释放的影响规律,结果表明TN、NH4+-N、TP及PO43--P的通量均随温度的升高而增加;随溶解氧浓度的增加而减小;在pH为中性条件下最小,TN、NH4+-N通量在酸性条件下最大,TP、PO43--P通量在碱性条件下最大。并对环境因子与氮磷通量间的关系进行曲线拟合,得出不同种类营养盐通量与环境因子间的最优拟合曲线呈现不同类型。（4）基于响应面法得出温度、溶解氧、pH与氮磷(TN、NH4+-N、TP及PO43--P)通量的二次多项式回归模型,绘制等值线图及响应面图,由此分析交互作用得出:温度和pH交互作用对TN通量影响显着;温度和溶解氧交互作用、温度和pH交互作用对NH4+-N通量影响显着;温度和溶解氧交互作用对TP通量影响显着;温度和溶解氧交互作用对PO43--P通量影响极显着。并优化得到湖泊底泥的最不利释放条件为T=10℃、DO=7.87 mg·L-1、pH=7.13,此时营养盐交换通量取极小值。将所得回归模型与湖泊实际环境条件结合,对湖泊氮磷释放量进行估算得出,雁鸣湖底泥TN释放量为1.954 t·a-1,NH4+-N释放量为0.739t·a-1,TP释放量为0.223 t·a-1,PO43--P释放量为0.068 t·a-1。
郭子扬[6]（2020）在《呼伦湖水环境状况时空演化及其成因分析》文中提出呼伦湖位于我国北疆,地处高纬度,是典型的寒旱区草原型湖泊,其特殊的水文特征、水化学特征及水生态特征,决定了呼伦湖的属性与湿润区及高原区湖泊存在差异。近些年呼伦湖水环境不容乐观,水质及富营养化状况严重,因此为深入了解呼伦湖水环境状况,开展呼伦湖重要污染物分布及水质状况成因的研究十分有必要。本文以2013-2019年水质数据为基础,综合运用Arcgis空间插值、相关性分析、冗余分析方法及主成分分析等多种统计学手段,深入探讨污染物时空分布规律,识别筛选出影响呼伦湖水质及富营养化的环境因子,并运用VAR模型明确重要水质因子对水质及富营养化的贡献率,同时以输出系数模型为依据,对比分析2015年及2019年非点源污染物负荷,旨在揭示水体演变状况,为水资源保护措施的制定提供一定的科学指导并为呼伦湖生态治理提供理论支撑。主要成果如下:（1）时间分布上,TN、TP增长明显,COD则呈现先增加后减小,叶绿素a变化与COD相反。空间分布上,TN、TP、COD、叶绿素a的分布均有湖心区含量较小的特点。垂向分布上,TN、TP、叶绿素a水体分布有冰封期下层水体含量最高,非冰封期表层水体含量最高的特点,COD垂向分布与之相反。冰体中TN、TP和COD为“<”型分布,满足上层冰>下层冰>中层冰的特点。（2）通过对呼伦湖2013—2019年的综合营养状态指数、GC值及综合污染指数进行计算后得出:呼伦湖近7年TLI的范围在54.025-78.494,均处于富营养化状态,年际变化上呈现先升高后减小再升高的变化趋势;冰封期和非冰封期GC均值分别为4.238、4.386,水质综合污染指数平均值分别为4.381和3.593,综合污染指数均大于2,处于重污染状态。（3）通过相关性分析、RDA分析、主成分分析及方差分解对呼伦湖富营养化及水质状态的影响因子进行了分析,明确冰封期TN、TP对叶绿素a的贡献分别为9%、7%,TP和DO对水质的贡献率为9%、7%;非冰封期TN、TP对叶绿素a贡献率为10%、7%,对水质的贡献率为11%和24.5%。（4）通过估算两条入湖河流的污染物通量,得出克鲁伦河、乌尔逊河TN、TP及COD的通量2019年较2015年均有所增长。利用输出系数模型得出,水体所承担的污染物最多,分别占两个时期所有土地利用类型总量的70.39%和70.13%,其中2019年TN、TP、COD的总负荷量较2015年分别减少2.38×103吨/年、4.90×102吨/年、7.63×103吨/年。不同牲畜类型中,牛所产生的污染物负荷量最多,其次是猪。呼伦湖非点源污染的来源中,入湖的TN主要来源于牲畜,TP主要来源于不同土地利用类型及河流,COD的含量主要来源于河流输入,近年呼伦湖主要受TN、COD输入量较多,2015年及2019年TN的输入量占总量的70.94%和58.96%。
傅博[7]（2020）在《江门市四堡水库非点源污染与健康评价研究》文中研究指明水环境污染是我国亟待解决的难题之一,也威胁着水资源供给配置。四堡水库是江门市鹤山市最大的水库,为周边乡镇的重要水源地,水库流域产生的非点源污染对库区水质和生态健康造成影响,控制该水库的非点源污染,保护生态环境对保障其供水安全有重要意义。本文以江门市四堡水库为研究对象,利用SWAT模型模拟该水库流域的非点源污染,对水库进行水质分析和健康综合评价,从流域到水体进行全面分析,得到主要成果如下:（1）在收集四堡水库流域的空间数据和属性数据的基础上,建立了四堡水库流域非点源污染模型。在时间尺度上,2009～2018年泥沙、TN和TP的年变化趋势与降雨量基本一致,典型水文年的汛期TN占比在60.3%～79.4%,TP占比在60.6%～91.1%。在空间尺度上,耕地较多的子流域氮磷流失强度较大,陡峻山地较多的子流域易导致水土流失,氮磷流失强度也较大。在流域单位面积污染负荷方面,耕地所占比例最大,其次是有林地、灌木林,因此,削减化肥、退耕还林等措施可有效地减少氮磷流失。（2）对四堡水库进行连续的水质监测,选择DO、BOD5、CODCr、CODMn、TP、TN和NH3-N等7项评价指标,采用单因子评价法、BP神经网络法和主成分分析法等对水质进行分析,选择透明度、TP、TN、NH3-N和叶绿素a等5项指标,采用指数法对水库富营养化状况进行评价。单因子评价法与BP神经网络的评价结果大体相同,水库水质基本在III-IV类之间,主成分分析法表明水质主要受CODMn、TP、TN和NH3-N影响,指数法表明水库为轻度富营养化,在水库汇水区的富营养化程度较高。（3）建立四堡水库健康综合评价体系,划分了水文水资源、物理结构、水质、生物、社会服务功能5项一级指标和16项具体的二级指标。结合AHP法和熵值法进行组合赋权得到各项指标权重,采用集对分析法研究水库健康状况,结果显示水库目前处于健康水平。准则层中水质指标处于亚健康水平,存在使水库向不健康趋势发展的风险。（4）根据流域非点源污染情况、水库水质和健康评价,针对性地提出了四堡水库水源地污染控制措施。
王梦竹[8]（2019）在《太湖富营养化变化过程及环境驱动因子识别》文中认为湖泊富营养化与水生态安全是现阶段全球范围和我国均面临的重大水环境问题,关于湖泊富营养化的主导因子、浓度阈值和发生机制等至今仍存在较大争议,这种争议也很大程度影响到了水环境管理措施的实施和治理效果。水质机理模型是实现非线性水系统的柔性管理,采用水质机理模型的方法不仅可以分析湖泊的现状,而且可以建立适当的情景来预测湖泊未来的发展趋势。本文结合长时间历史水质观测和实测数据,构建太湖营养物特征库;分别采用随机森林和偏最小二乘回归法来识别太湖营养状态变化的环境和人为驱动因子,分析各种因子对太湖水环境的影响;结合贝叶斯分层模型,构建水质模型,探索控制太湖富营养过程和不同营养物内部耦合机制的规律。研究结果表明,在2007-2016年期间,太湖水体中TN、TP浓度总体呈下降趋势,N/P值变化幅度不显着。太湖夏秋季节N浓度较低,春冬季节P浓度较高。水温、DO、TP、N/P对于太湖水体中Chl a的影响较大。通过随机森林模型得到,若要控制太湖水体中Chl a的浓度在20μg/L以下,TN浓度要控制在1.23 mg/L以下,TP浓度要控制在0.07 mg/L以下,且N/P比控制在20-30之间。太湖营养状态变化的人为驱动因子结果表明,对N元素,影响其在水体中浓度变化较为重要的因素包括流域内的农村污水、畜禽养殖、水产养殖和农业种植,对于P元素,影响其在水体中浓度变化较为重要的因素包括流域内的农村污水、畜禽养殖和农业种植,对于太湖N/P比,影响其在水体中浓度变化较为重要的因素包括流域内的城市污水、农村污水和水产养殖。通过贝叶斯水质机理模型得知,太湖在2007-2016年间,浮游植物的平均实际增长率为28 mg N·m-3·day-1,P与底泥的交换速率为0.5 mg P·m-3·day-1,N与底泥的交换速率为112.9 mg N·m-3·day-1,硝化速率为99 mg N·m-3·day-1,反硝化速率为30.4 mg N·m-3·day-1。太湖内部营养盐循环的较大波动可以很大程度上决定湖中营养盐浓度,内部N和P循环的非同步季节动态变化最终导致了湖泊N、P限制的季节转换,即从春季和冬季的P限制到夏秋季的N/P协调限制。水质模型的情景分析表明,季节性削减N、P比连续削减N、P的效果更好,浮游植物的生长只有在连续减少4-5年后才能响应。经过多年的减排措施实施,太湖已由十年前外部负荷驱动的湖泊转变为现在由内部过程控制的湖泊,这使得太湖中N、P浓度季节性变化对内部过程引起的季节变化具有更加积极的响应。因此,对N、P的控制策略也需要随之改变,以便在不同季节优先控制。通过外源控制来实现水质改善将变得越来越困难,今后需要尤其调控内源循环过程,而非仅仅控制外源输入,且需要重新考虑对太湖设定营养盐控制目标,并进一步应考虑营养盐浓度和环境驱动因素的季节性变化。
张璐[9]（2019）在《刚毛藻对沉水植物、蓝藻生长及沉积物营养迁移影响研究》文中提出富营养化湖泊等水体的沉水植物恢复过程中常常会出现刚毛藻等丝状绿藻过度增殖的现象,过度增殖的刚毛藻在生长过程中不仅影响沉水植物的生长,严重时还会导致沉水植物退化甚至衰亡。针对沉水植物恢复过程中刚毛藻大量增殖的生态学问题,本研究以刚毛藻为研究对象,通过构建刚毛藻—沉水植物共培养系统,室内模拟刚毛藻与水生态修复先锋沉水植物苦草、金鱼藻之间对营养盐的竞争,并采用动力学方程和种间竞争模型分析与验证刚毛藻与沉水植物对营养的竞争效应;研究了刚毛藻在不同条件下的腐解规律以及对水华蓝藻铜绿微囊藻的生长影响,并采用GC/MS的技术手段鉴定腐解刚毛藻释放进入水体中的主要有机物质;采用快速叶绿素荧光诱导动力学分析等技术手段研究沉水植物先锋种的不同繁殖方式（鳞芽萌发、幼苗生长、断枝再生）对衰亡刚毛藻的生理生化响应;采用稳定同位素标记和高通量测序手段等研究刚毛藻腐解过程对沉积物-上覆水界面的氮磷营养盐结构及其微生物群落组成的影响。通过本研究得到如下结果:（1）共培养系统中苦草、金鱼藻及刚毛藻对氮磷营养的吸收动态变化与特征的结果表明刚毛藻对氮表现出较高的亲和力,共培养的刚毛藻组织中TN含量可高达5.75%;而金鱼藻对磷表现出的高度亲和力使其具有较高的磷吸收同化能力(Km=0.34mg·L-1)。种间竞争模型的结果验证了刚毛藻和沉水植物在同一系统内是不稳定共存的。（2）模拟刚毛藻腐解沉降到沉积物表面过程的条件变化的结果表明遮光缺氧处理导致培养液溶解氧（DO）、p H值显着降低,总有机碳（TOC）、电导率（Cond）显着升高,这表明自然水体中沉积到底部的无光照缺氧腐解的刚毛藻对水环境影响最大。铜绿微囊藻藻细胞密度在低浓度（10%的腐解原液）的处理下高于对照组,在较高腐解液浓度下藻细胞密度显着下降且光合活力下降;腐解液有机酸成分鉴定出脂肪酸和酚酸是其主要的抑藻活性物质;藻腐解残体和腐解液中的亲脂性成分的鉴定分析结果显示对甲基苯酚和吲哚化合物是刚毛藻腐解过程中难降解的活性有机物。（3）不同浓度的刚毛藻腐解液对黑藻鳞芽萌发和幼苗生长、狐尾藻断枝生根和发芽的影响结果表明,培养体系中pH值、DO表现出降低的趋势,而有机化合物增加导致Cond升高,高浓度的刚毛藻腐解液（40%的腐解原液）显着抑制了黑藻鳞芽的萌发活力,发芽率降至84%。幼苗的叶绿素a含量较对照组下降43.53%。可溶性糖、Ca2+/Mg2+-ATP酶、PAL活性分别增加172.46%、271.19%、26.43%,幼苗的正常生长受到胁迫;而狐尾藻断枝生根和发芽受到抑制,其再生能力受阻,RDA排序分析发现培养液中较高的Cond是最主要环境影响因子。40%的腐解原液处理下断枝组织的相关可溶性糖含量累计为115.26%,Ca2+/Mg2+-ATP酶和次生代谢相关酶PAL活性分别增加490.63%和28.13%,防御响应增强。（4）刚毛藻在沉积物—上覆水界面的腐解过程符合一般水生植物的腐解过程。沉积物δ13C和δ15N的变化表明刚毛藻腐解过程中部分15N向沉积物迁移,进而可能会影响沉积物的营养盐结构。刚毛藻的腐解在短期内加剧了上覆水富营养化程度,TN和NH+4-N在0-10天之间迅速上升,在腐解第40天时NH+4-N达到TN的78.21%,造成了上覆水氨盐的严重污染。而对沉积物的各形态氮分布的影响也主要体现在氨氮的释放风险增大。刚毛藻的腐解导致上覆水第40天的TP、IP分别达到最高浓度6.68±0.64、6.59±0.79 mg·L-1,且刚毛藻腐解过程导致了磷酸盐从上覆水向沉积物迁移的趋势,沉积物的磷含量升高。上覆水和沉积物的微生物群落变化随时间有不同的变化趋势,通过相关性分析结果得到磷与腐解中后期上覆水中的微生物群落有很好的相关性,而沉积物中的微生物群落与各形态氮的相关性较高。
于潘[10]（2019）在《综合硅藻指数（CDI）的建立及在湖泊富营养化评价中的应用》文中认为着生硅藻是一类生长在水中各种基质（石头、植物、砂砾等）上的硅藻,在水生态系统中具有重要作用,具有分布广泛、繁殖周期短、对环境变化反应敏感等特点,被广泛应用于水体质量监测中。本研究以着生硅藻为研究对象,在长江下游选取34个湖泊,设置116个采样点,于2017年8月至2018年8月进行样品采集。为了研究季节变化的影响,在鄱阳湖选择20个点进行四季采样,为了研究基质的影响在千岛湖和太平湖放置人工基质进行样品采集,同时测定水体的环境因子。分析了长江下游湖泊着生硅藻种类组成及分布特征,探讨其与环境因子的关系,建立着生硅藻基于总磷、总氮和化学需氧量的传递函数模型,并建立适用于长江下游湖泊富营养化状态评价的硅藻指数。为基于硅藻指数的生物监测法在湖泊富营养化评价中的应用提供依据。主要研究结果如下:1.本研究共鉴定着生硅藻75属354种（含变种及变型）,主要以双壳缝目的硅藻为主,共有184种,占总种数的52%,其次是管壳缝目硅藻9属61种,占总种数的17%,圆筛藻目硅藻15属36种,占总种数的10%,无壳缝目硅藻9属32种,占总种数的9%,单壳缝目硅藻8属31种,占总种数的9%,短壳缝目硅藻种类数最少,仅1属10种,占总种数的3%。本研究发现曲丝藻属新种3个。单个样点种类数差异性较大,在7到45种之间。2.以优势度Y≥0.02定义为优势种,共确定长江下游湖泊着生硅藻优势种11种,其中优势度大于0.05的有三种,为极小曲丝藻（Achnanthidium minutissimum（Kützing）Czarnecki）（0.109）、谷皮菱形藻（Nitzschia palea（Kützing）Smith）（0.068）和具领异极藻（Gomphonema lagenula Kützing）（0.051）,其中极小曲丝藻为第一优势种,相对丰度最高为74.5%,其相对丰度随富营养化程度的增加呈现出递减的趋势,在贫营养的水体中达到最高;谷皮菱形藻的相对丰度最高为71%,其相对丰度随富营养化程度的增加呈现出递增的趋势,在中度富营养化的水体中达到最高;具领异极藻的相对丰度在中营养化的水体中达到最高,相对丰度最高为49.5%。3.聚类分析将所有标本分为6组,每组的着生硅藻的组成存在差异,根据综合营养指数的评价标准可以得出从组1到组6的富营养化程度也是逐渐降低的,即组6的点位的水体富营养化程度最低,而组1的点位水体的富营养化程度最高。分类回归树分析得出电导率、总磷和化学需氧量为主要的预测因子。4.通过耐受度降权的加权平均回归的方法分别建立了长江下游湖泊着生硅藻与总磷、总氮和化学需氧量的传递函数模型,总磷通过模型的预测值与实际观测值得r2为0.661,RMSE值为0.064 mg/L,化学需氧量通过模型的预测值与实际观测值得r2为0.699,RMSE值为5.818 mg/L,总氮通过模型的预测值与实际观测值得r2为0.423,RMSE值为1.007 mg/L。通过对照组的检验,发现所建立的函数传递模型能够较准确的预测长江下游湖泊水体中的总磷、总氮和化学需氧量的浓度。利用加权平均法确定了78种主要着生硅藻对总磷、化学需氧量和总氮的最优和耐受值,为硅藻指数的建立提供了基础数据。5.根据着生硅藻对总磷、化学需氧量和总氮的最优和耐受值的结果,制定长江下游湖泊着生硅藻基于总磷、化学需氧量和总氮及基于三者的综合营养状态指示值（v）和敏感指示值（s）。然后根据Zelinka&Marvan（1961）的方程式来建立的评价湖泊水体富营养化程度的综合硅藻指数（Comprehensive Diatom Index,CDI）,CDI的值在0-100,CDI越大说明湖泊富营养化越严重,当CDI值为100时,湖泊富营养化最严重,反之,当CDI值为0时,湖泊富营养化程度最低。6.使用CDI指数对长江下游湖泊各点位水体营养等级进行评估,得到的评估结果较为理想。通过对比水质指标的评估结果,显示CDI指数能够较好的评估水体的营养水平。7.通过比较鄱阳湖不同季节着生硅藻的种类组成、CDI指数与理化指标评价结果的比较,并利用双向指示种分析法对CDI指数的适用性进行验证,结果表明,在鄱阳湖四季,利用CDI指数能够较好的评价水体的营养水平,季节变化不影响CDI指数的使用,在春夏季CDI的使用效果略好于秋冬季节。比较了石头、水草、枯木及人工基质（亚克力板）等4种基质对CDI指数的影响,结果表明,采样基质的选择不影响CDI指数的评估结果。此外本研究发现当硅藻标本计数硅藻壳面数在达到400个壳面后,对CDI指数的评估结果没有影响。
二、湖泊富营养化原因及控制措施（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、湖泊富营养化原因及控制措施（论文提纲范文）
（1）察尔森水库丰水质特征分析及其微生物多样性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 湖库水体污染研究 |
| 1.2.1 国外湖库水体污染研究 |
| 1.2.2 国内湖库水体污染研究 |
| 1.2.3 察尔森水库概况 |
| 1.3 富营养化 |
| 1.3.1 富营养化发生的原因和机制 |
| 1.3.2 富营养化的危害 |
| 1.3.3 国内外关于湖库富营养化研究的现状 |
| 1.3.4 富营养化中N含量与微生物的关系研究 |
| 1.4 微生物多样性研究 |
| 1.4.1 高通量测序技术的原理和发展 |
| 1.4.2 高通量测序技术应用现状 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的及意义 |
| 1.5.3 主要研究内容及技术路线 |
| 2 察尔森水库水质特征分析及评价 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 样品的采集断面布设 |
| 2.2.2 采样原则及规范 |
| 2.2.3 水质评价标准 |
| 2.3 测定与分析方法 |
| 2.3.1 水质因子测定方法 |
| 2.3.2 主要的试剂及仪器 |
| 2.4 评价方法 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 2019-2020察尔森水库水质分析评价结果 |
| 2.5.2 理化指标变化情况 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 察尔森水库微生物群落多样性分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验仪器与平台 |
| 3.2.2 高通量测序实验方法 |
| 3.2.3 水生生物实验方法 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 微生物群落结构分析 |
| 3.3.2 微生物群落多样性分析 |
| 3.3.3 水生生物监测结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 察尔森水库氮(N)转化功能微生物丰度的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 反硝化细菌群落结构及与理化因子相关性分析 |
| 4.3.2 氨氧化细菌群落结构及与理化因子相关性分析 |
| 4.3.3 氨氧化古菌群落结构及与理化因子相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（2）洪泽湖生态系统健康评价与污染负荷总量控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 湖泊生态系统健康内涵 |
| 1.2.2 湖泊生态系统健康评价 |
| 1.2.3 水环境容量研究 |
| 1.2.4 污染总量控制研究 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究目标与内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 研究区域概况与水生态环境监测分析 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 水文气象 |
| 2.1.3 社会经济 |
| 2.1.4 开发利用 |
| 2.1.5 水环境与水生态 |
| 2.2 水生态环境监测方法 |
| 2.2.1 监测点位布设与样品采集 |
| 2.2.2 水质检测与分析方法 |
| 2.2.3 底栖动物鉴定与分析方法 |
| 2.2.4 浮游植物鉴定与分析方法 |
| 2.2.5 质量控制与质量保证 |
| 2.3 洪泽湖水环境状况分析 |
| 2.3.1 入湖河流水质特征分析 |
| 2.3.2 湖区水质特征分析 |
| 2.4 洪泽湖水生生物状况分析 |
| 2.4.1 底栖动物 |
| 2.4.2 浮游植物 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 洪泽湖生态系统健康综合评价 |
| 3.1 洪泽湖生态系统健康综合评价指标体系构建 |
| 3.1.1 洪泽湖生态系统健康内涵 |
| 3.1.2 评价指标筛选与标准化 |
| 3.1.3 权重计算与评价模型构建 |
| 3.2 洪泽湖生态系统健康评价结果 |
| 3.2.1 洪泽湖生态系统健康要素层评价结果 |
| 3.2.2 洪泽湖生态系统健康综合评价结果 |
| 3.2.3 洪泽湖生态系统健康状况空间分布 |
| 3.2.4 洪泽湖生态系统健康状况评价结果分析 |
| 3.3 洪泽湖生态系统健康评价对比分析 |
| 3.3.1 评价指标体系对比 |
| 3.3.2 对比分析指标计算 |
| 3.3.3 对比分析结果 |
| 3.3.4 综合评价结果对比分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 洪泽湖污染负荷总量控制与水生态修复对策 |
| 4.1 针对洪泽湖水质提升的污染负荷总量控制对策 |
| 4.1.1 洪泽湖湖区水环境容量计算 |
| 4.1.2 洪泽湖入湖污染负荷估算 |
| 4.1.3 洪泽湖污染负荷削减空间优化分配 |
| 4.1.4 洪泽湖污染控制措施 |
| 4.2 针对洪泽湖水生态健康改善的水生态修复对策 |
| 4.2.1 生物调控与保护 |
| 4.2.2 湖岸带修复 |
| 4.2.3 退圩环湖 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望与不足 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（3）基于统计模型的巢湖水体富营养化模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 科学问题的提出 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 研究进展 |
| 2.1 湖泊水体富营养化研究进展 |
| 2.2 巢湖富营养化研究进展 |
| 2.3 富营养化模拟模型概述 |
| 2.3.1 机理模型及统计模型的差异 |
| 2.3.2 MLR模型原理及其应用 |
| 2.3.3 SVM模型原理及其应用 |
| 2.3.4 RF模型原理及其应用 |
| 3 研究区概况和研究方法 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.2 采样设计及方法 |
| 3.3 理化、生化指标及营养盐分析 |
| 3.4 水体富营养化评价方法 |
| 3.4.1 综合营养状态指数法 |
| 3.4.2 SVM法 |
| 3.5 Chl-a模型的构建方法 |
| 4 水质指标的特征分析 |
| 4.1 理化、生化指标时空分布特征 |
| 4.2 营养盐时空分布特征 |
| 4.3 Chl-a的时空分布特征 |
| 4.4 NMDS分析 |
| 5 水体富营养化评价 |
| 5.1 综合营养状态指数法 |
| 5.2 SVM法 |
| 5.3 不同评价方法结果对比 |
| 6 水体富营养化模型的构建 |
| 6.1 Chl-a与预测因子分析 |
| 6.1.1 相关性分析 |
| 6.1.2 冗余分析 |
| 6.2 巢湖水体Chl-a模拟模型的构建及验证 |
| 6.2.1 MLR模拟模型的构建及验证 |
| 6.2.2 SVM模拟模型的构建及验证 |
| 6.2.3 RF模拟模型的构建及验证 |
| 6.3 模型的对比 |
| 6.4 Chl-a快速模拟模型的构建 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（4）鲫（Carassius auratus）对浅水水体水质的影响：中型系统实验（论文提纲范文）
| 缩写语表 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体富营养化 |
| 1.2 我国淡水鱼类及其对淡水生态系统的影响 |
| 1.3 杂食性鱼类对水生态系统的影响 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.3 实验样品采集与测定方法 |
| 2.4 数据分析 |
| 第三章 实验结果 |
| 3.1 现场指标 |
| 3.2 营养盐 |
| 3.3 叶绿素 |
| 3.4 TSS、LOI和光照强度 |
| 3.5 枝角类 |
| 3.6 鲫生长结果 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 鲫对营养盐的影响 |
| 4.2 鲫对透明度的影响 |
| 4.3 鲫对浮游植物的影响 |
| 4.4 鲫对附着藻的影响 |
| 4.5 鲫对浮游动物的影响 |
| 4.6 鲫的生物量对水生态系统的影响 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（5）雁鸣湖底泥氮磷释放及主要环境影响因子研究（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 国内外研究现状 |
| 1.3.1 沉积物营养盐污染的研究进展 |
| 1.3.2 沉积物-上覆水界面氮磷交换的研究进展 |
| 1.3.3 交换通量影响因素的研究进展 |
| 1.4 主要研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 雁鸣湖水体及沉积物特征分析 |
| 2.1 样品的采集与处理 |
| 2.1.1 样品采集 |
| 2.1.2 测定方法 |
| 2.2 水体特征分析 |
| 2.2.1 上覆水理化性质 |
| 2.2.2 水体氮磷污染特征 |
| 2.3 沉积物营养盐污染特征 |
| 2.3.1 沉积物营养盐污染特征 |
| 2.3.2 沉积物碳氮磷耦合分析 |
| 2.3.3 沉积物中营养元素污染评价方法 |
| 2.3.4 沉积物中营养元素污染评价结果 |
| 2.4 各相间氮磷含量对比分析 |
| 2.5 小结 |
| 3 雁鸣湖沉积物-上覆水界面氮磷交换通量 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 实验装置 |
| 3.1.3 实验方案 |
| 3.1.4 交换通量计算 |
| 3.2 沉积物-上覆水界面营养盐交换通量规律 |
| 3.3 界面交换对水体营养盐的潜在贡献率 |
| 3.4 小结 |
| 4 雁鸣湖主要环境因子对沉积物氮磷释放的影响规律 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验方案 |
| 4.1.2 计算方法 |
| 4.2 上覆水温度对氮磷释放的影响 |
| 4.2.1 温度对沉积物氮释放的影响 |
| 4.2.2 温度对沉积物磷释放的影响 |
| 4.2.3 交换通量与温度关系的曲线拟合 |
| 4.3 上覆水溶解氧对氮磷释放的影响 |
| 4.3.1 溶解氧对沉积物氮释放的影响 |
| 4.3.2 溶解氧对沉积物磷释放的影响 |
| 4.3.3 交换通量与溶解氧关系的曲线拟合 |
| 4.4 上覆水pH对氮磷释放的影响 |
| 4.4.1 pH对沉积物氮释放的影响 |
| 4.4.2 pH对沉积物磷释放的影响 |
| 4.4.3 交换通量与pH关系的曲线拟合 |
| 4.5 小结 |
| 5 基于响应面法优化的雁鸣湖底泥氮磷释放量估算 |
| 5.1 实验方案及结果 |
| 5.1.1 响应面法简介 |
| 5.1.2 实验设计及结果 |
| 5.2 响应值与变量的回归拟合 |
| 5.2.1 模型的建立与显着性分析 |
| 5.2.2 响应面交互作用 |
| 5.3 沉积物最不利释放条件的预测与结果验证 |
| 5.4 雁鸣湖底泥氮磷释放量估算 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（6）呼伦湖水环境状况时空演化及其成因分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 富营养化国内外研究进展 |
| 1.2.2 水质评价国内外研究进展 |
| 1.2.3 非点源污染国内外研究进展 |
| 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 研究区基本概况与数据处理 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 呼伦湖地质地貌 |
| 2.3 研究区气候特征 |
| 2.4 研究区水文特征 |
| 2.4.1 呼伦湖水系概况 |
| 2.4.2 主要补给河流水文特征 |
| 2.5 研究方法 |
| 2.5.1 水体富营养化评价方法 |
| 2.5.2 水质评价方法 |
| 2.5.3 非点源污染输出系数模型 |
| 2.6 样品采集 |
| 2.7 取样分析 |
| 3 呼伦湖水质指标时空动态研究 |
| 3.1 呼伦湖冰水双介质中营养盐时空分布特征 |
| 3.1.1 呼伦湖水体营养盐分布特征 |
| 3.1.2 呼伦湖冰体营养盐分布特征 |
| 3.2 呼伦湖冰水双介质中COD时空分布特征 |
| 3.2.1 呼伦湖水体中COD含量变化特征 |
| 3.2.2 呼伦湖冰体中COD含量变化特征 |
| 3.3 呼伦湖叶绿素a含量时空分布特征 |
| 3.4 小结 |
| 4 呼伦湖综合水质、富营养化状态年际变化及驱动因子分析 |
| 4.1 呼伦湖富营养化状态年际变化 |
| 4.2 呼伦湖综合水质年际变化 |
| 4.2.1 灰色模式识别模型评价呼伦湖水质 |
| 4.2.2 呼伦湖综合污染指数评价 |
| 4.3 呼伦湖富营养化驱动因子分析 |
| 4.3.1 富营养化驱动因子分析 |
| 4.3.2 富营养化驱动因子贡献率分析 |
| 4.4 呼伦湖水质驱动因子分析 |
| 4.4.1 水质驱动因子分析 |
| 4.4.2 水质驱动因子贡献率分析 |
| 4.5 小结 |
| 5 呼伦湖周边土地利用现状及面源污染负荷核算 |
| 5.1 克鲁伦河污染物含量变化及通量分析 |
| 5.1.1 克鲁伦河污染物含量变化 |
| 5.1.2 克鲁伦河丰水期污染物通量估算 |
| 5.2 乌尔逊河污染物含量变化及通量分析 |
| 5.2.1 乌尔逊河污染物含量变化 |
| 5.2.2 乌尔逊河丰水期污染物通量估算 |
| 5.3 输出系数模型系数选取 |
| 5.3.1 土地利用类型确定 |
| 5.3.2 输出系数的确定 |
| 5.4 呼伦湖流域污染负荷 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（7）江门市四堡水库非点源污染与健康评价研究（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 非点源污染模型国内外进展 |
| 1.2.2 SWAT模型国内外进展 |
| 1.2.3 水质评价进展 |
| 1.2.4 河湖生态系统健康综合评价 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 研究区域概况 |
| 2.1 地形地貌 |
| 2.2 气象水文条件 |
| 2.3 土地植被状况 |
| 2.4 水利工程 |
| 2.5 社会经济情况 |
| 2.6 污染源调查 |
| 2.7 本章小结 |
| 第三章 基于SWAT模型的非点源污染模拟研究 |
| 3.1 SWAT模型原理 |
| 3.2 数据库构建 |
| 3.2.1 DEM数据 |
| 3.2.2 土地利用数据 |
| 3.2.3 土壤数据 |
| 3.2.4 气象数据 |
| 3.2.5 农业管理数据 |
| 3.3 流域划分 |
| 3.3.1 子流域划分 |
| 3.3.2 HRU生成 |
| 3.4 模型适用性分析 |
| 3.5 SWAT模型运行结果分析 |
| 3.5.1 非点源污染负荷时间分布 |
| 3.5.2 非点源污染负荷空间分布 |
| 3.5.3 各类土地类型的非点源污染负荷 |
| 3.6 污染控制情景模拟 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 四堡水库水质评价分析 |
| 4.1 样品采集与测定 |
| 4.2 评价方法介绍 |
| 4.3 水质评价结果与分析 |
| 4.3.1 水质因子时空变化规律 |
| 4.3.2 单因子评价结果 |
| 4.3.3 BP神经网络评价结果 |
| 4.3.4 主成分分析评价结果 |
| 4.3.5 指数法评价结果 |
| 4.3.6 叶绿素a与其他水质指标的相关性分析 |
| 4.4 流域氮磷流失负荷与水库水质关系分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 四堡水库生态系统健康评价 |
| 5.1 数据来源及评估标准 |
| 5.1.1 水文水资源 |
| 5.1.2 物理结构 |
| 5.1.3 水质 |
| 5.1.4 生物 |
| 5.1.5 社会服务功能 |
| 5.2 计算方法 |
| 5.2.1 权重确定 |
| 5.2.2 集对分析法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 四堡水库健康评价体系建立 |
| 5.3.2 计算指标主观权重 |
| 5.3.3 计算指标客观权重 |
| 5.3.4 计算指标组合权重 |
| 5.3.5 水库健康综合评价 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 四堡水库水源地污染控制措施 |
| 6.1 污染源控制 |
| 6.2 水库周边污染控制 |
| 6.3 末端污染控制 |
| 6.4 其他管理措施 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（8）太湖富营养化变化过程及环境驱动因子识别（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究对象 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 湖泊N、P循环过程研究 |
| 1.3.2 湖泊N、P限制因子研究进展 |
| 1.3.3 水质模型研究进展 |
| 1.4 研究意义和目的 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 太湖流域自然和社会经济状况 |
| 2.1.1 自然地理状况 |
| 2.1.2 太湖流域社会经济发展状况 |
| 2.2 太湖营养物水质特征数据库的构建 |
| 2.2.1 太湖环境数据搜集 |
| 2.2.2 水体富营养化状态评价 |
| 2.3 太湖水质环境驱动因子识别方法 |
| 2.3.1 随机森林的原理 |
| 2.3.2 随机森林的特点 |
| 2.3.3 模型性能表征 |
| 2.4 太湖水质人为驱动因子识别方法 |
| 2.5 太湖N、P浓度变化机理性分析 |
| 第3章 太湖主要水质指标时空分布特征 |
| 3.1 太湖总体TN、TP、透明度和Chl a分布特征 |
| 3.2 太湖水体富营养化评价 |
| 3.3 太湖主要水质指标历史变化特征 |
| 3.3.1 水体TP浓度变化趋势 |
| 3.3.2 水体TN浓度变化趋势 |
| 3.3.3 太湖水体N/P比变化特征 |
| 3.3.4 水体Chl a浓度变化趋势 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 太湖营养状态变化的驱动因子识别 |
| 4.1 太湖营养状态变化的环境驱动因子识别 |
| 4.1.1 随机森林模型结果 |
| 4.1.2 影响太湖Chl a浓度因子分析 |
| 4.1.3 影响太湖Chl a浓度变量重要性识别 |
| 4.2 太湖营养状态变化人为驱动因子识别 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 太湖水体中N、P浓度变化机理分析 |
| 5.1 贝叶斯分层模型模拟结果 |
| 5.2 N、P内部循环过程 |
| 5.3 湖泊N、P限制的季节性变化 |
| 5.4 减排情景预测 |
| 5.5 对太湖治理的启示 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录 A |
| 附录 B |
| 附录 C |
| 附录 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（9）刚毛藻对沉水植物、蓝藻生长及沉积物营养迁移影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1 章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 湖泊富营养化概况 |
| 1.1.2 我国湖泊富营养化现状 |
| 1.1.3 湖泊富营养化治理主要技术措施 |
| 1.2 沉水植物的生态功能及稳定扩繁要素 |
| 1.2.1 沉水植物的生态功能 |
| 1.2.2 沉水植物的稳定扩繁要素 |
| 1.3 丝状绿藻及其主要生态功能 |
| 1.3.1 丝状绿藻 |
| 1.3.2 吸收水中污染物 |
| 1.3.3 稳定湖泊底质 |
| 1.4 影响丝状绿藻生长的因素 |
| 1.4.1 光照 |
| 1.4.2 温度 |
| 1.4.3 营养盐浓度 |
| 1.5 丝状绿藻与沉水植物、浮游植物之间的关系 |
| 1.5.1 与沉水植物在光照和营养方面的相互关系 |
| 1.5.2 与浮游植物在光照和营养方面的相互关系 |
| 1.6 丝状绿藻异常增殖的危害 |
| 1.7 研究目的、意义与内容 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第2 章 沉水植物苦草、金鱼藻与刚毛藻营养竞争研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 植物材料与实验设计 |
| 2.2.2 生物量及可溶性糖的测定 |
| 2.2.3 培养液、植物样及藻样中总氮、总磷的含量 |
| 2.2.4 动力学方程分析 |
| 2.2.5 种间竞争模型拟合 |
| 2.2.6 统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 共培养组和对照组中营养物质被吸收同化的比较 |
| 2.3.2 共培养组中不同物种的养分同化能力分析 |
| 2.3.3 共培养体系的竞争结果的模型分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3 章 刚毛藻腐解及其腐解液对铜绿微囊藻生长效应研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同条件的刚毛藻腐解结果分析 |
| 3.3.2 铜绿微囊藻对刚毛藻腐解液的光合系统响应 |
| 3.3.3 刚毛藻腐解残体及其腐解液不同组分的成分鉴定及抑藻活性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4 章 刚毛藻腐解液对黑藻鳞芽的萌发及幼苗生长的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 刚毛藻腐解液的制备 |
| 4.2.2 黑藻鳞芽萌发实验 |
| 4.2.3 黑藻幼苗的生理生化响应实验 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 刚毛藻腐解液对黑藻鳞芽萌发的影响 |
| 4.3.2 培养液的p H,DO和 Cond的变化 |
| 4.3.3 黑藻幼苗的光合系统对刚毛藻腐解液的响应 |
| 4.3.4 黑藻幼苗的可溶性糖含量的变化 |
| 4.3.5 黑藻幼苗的Ca~(2+)/Mg~(2+)-ATP酶和PAL活性变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 刚毛藻腐解液对狐尾藻断枝的再生能力的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料采集及实验设计 |
| 5.2.2 狐尾藻断枝的生理生化分析 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 刚毛藻腐解液对狐尾藻断枝生根发芽的影响 |
| 5.3.2 狐尾藻断枝的光合系统对刚毛藻腐解液的响应 |
| 5.3.3 狐尾藻断枝的可溶性糖含量的变化 |
| 5.3.4 狐尾藻断枝的Ca~(2+)/Mg~(2+)-ATP酶和PAL活性的变化 |
| 5.3.5 培养液的p H,DO和 Cond的变化及RDA排序分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6 章 刚毛藻腐解过程介导的沉积物-上覆水界面氮磷的迁移转化及机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.2.3 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 刚毛藻对稳定同位素~(13)C、~(15)N的吸收 |
| 6.3.2 刚毛藻腐解的变化规律 |
| 6.3.3 刚毛藻腐解对沉积物δ~(13)C和 δ~(15)N变化的影响 |
| 6.3.4 沉积物-上覆水界面的营养盐的迁移转化 |
| 6.3.5 刚毛藻对上覆水及沉积物中微生物群落结构的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 个人简历、博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 附录 |
（10）综合硅藻指数（CDI）的建立及在湖泊富营养化评价中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 硅藻概述 |
| 1.1.1 硅藻特征 |
| 1.1.2 硅藻在水环境中的指示作用 |
| 1.2 硅藻指数的研究现状 |
| 1.2.1 国外研究现状 |
| 1.2.2 国内研究现状 |
| 1.3 湖泊富营养化 |
| 1.3.1 湖泊富营养化概念 |
| 1.3.2 湖泊富营养化的危害 |
| 1.3.3 湖泊富营养化评价方法 |
| 1.4 研究区域概况 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 第二章 研究方法 |
| 2.1 采样点布设 |
| 2.2 采样时间及频次 |
| 2.3 着生硅藻样品的采集与处理 |
| 2.3.1 着生硅藻样品的采集 |
| 2.3.2 着生硅藻样品的处理 |
| 2.3.3 着生硅藻样品的观察与计数 |
| 2.4 环境因子的测定 |
| 2.5 数据分析 |
| 2.5.1 多样性指数计算 |
| 2.5.2 优势度的计算 |
| 2.5.3 综合硅藻指数的计算 |
| 2.5.4 综合营养状态指数的计算 |
| 2.5.5 非度量多维尺度分析 |
| 2.5.6 聚类分析 |
| 2.5.7 分类回归树分析 |
| 2.5.8 加权平均回归分析 |
| 2.5.9 双向指示种分析 |
| 第三章 长江下游湖泊的环境因子及理化评价 |
| 3.1 长江下游湖泊环境因子概况 |
| 3.2 理化指标的评价 |
| 3.2.1 基于总磷的营养状态评价结果 |
| 3.2.2 基于总氮的营养状态评价结果 |
| 3.2.3 基于化学需氧量的营养状态评价结果 |
| 3.2.4 基于叶绿素a的营养状态评价结果 |
| 3.2.5 基于综合营养状态指数法的营养状态评价结果 |
| 3.3 讨论 |
| 第四章 长江下游湖泊着生硅藻的分布格局 |
| 4.1 长江下游湖泊着生硅藻的种类组成 |
| 4.2 长江下游湖泊着生硅藻的多样性 |
| 4.3 长江下游湖泊着生硅藻的优势种 |
| 4.4 长江下游湖泊着生硅藻群落组成的排序分析 |
| 4.5 讨论 |
| 第五章 长江下游湖泊着生硅藻与环境因子的关系 |
| 5.1 综合营养状态指数与长江下游湖泊着生硅藻的关系 |
| 5.1.1 综合营养状态指数与种类数及多样性的指数的关系 |
| 5.1.2 综合营养状态指数与着生硅藻优势种的关系 |
| 5.2 着生硅藻与环境因子的关系 |
| 5.2.1 着生硅藻聚类分析与主要环境因子的关系 |
| 5.2.2 各组别优势种与环境因子的关系 |
| 5.3 讨论 |
| 第六章 长江下游湖泊着生硅藻对环境因子预测模型及指数的建立 |
| 6.1 着生硅藻对环境的最适和耐受值及模型构建 |
| 6.2 综合硅藻指数(CDI)的建立 |
| 6.3 综合硅藻指数(CDI)与其他硅藻指数的比较 |
| 6.4 讨论 |
| 第七章 综合硅藻指数(CDI)在长江下游湖泊富营养化评价中的应用 |
| 7.1 综合硅藻指数(CDI)在太平湖富营养化评价中的应用 |
| 7.1.1 太平湖着生硅藻组成及理化评价 |
| 7.1.2 综合硅藻指数(CDI)的评价 |
| 7.2 综合硅藻指数(CDI)在千岛湖富营养化评价中的应用 |
| 7.2.1 千岛湖着生硅藻组成及理化评价 |
| 7.2.2 综合硅藻指数(CDI)的评价 |
| 7.3 综合硅藻指数(CDI)在巢湖富营养化评价中的应用 |
| 7.3.1 巢湖着生硅藻组成及理化评价 |
| 7.3.2 综合硅藻指数(CDI)的评价 |
| 7.4 综合硅藻指数(CDI)对其他湖泊的富营养化的评价 |
| 7.5 讨论 |
| 第八章 影响综合硅藻指数(CDI)使用的因素 |
| 8.1 季节的影响 |
| 8.1.1 着生硅藻种类组成的季节差异 |
| 8.1.2 着生硅藻优势种的季节差异 |
| 8.1.3 着生硅藻多样性的季节变化 |
| 8.1.4 各季节环境因子的变化 |
| 8.1.5 理化评价与综合硅藻指数(CDI)评价的比较 |
| 8.1.6 根据双向指示种分析法验证综合硅藻指数(CDI) |
| 8.2 不同基质的影响 |
| 8.2.1 石头基质-水草基质的影响 |
| 8.2.2 石头基质-枯木基质的影响 |
| 8.2.3 石头基质-人工基质的影响 |
| 8.3 计数多少对综合硅藻指数(CDI)的影响 |
| 8.4 讨论 |
| 8.4.1 季节的影响 |
| 8.4.2 基质的影响 |
| 8.4.3 计数的影响 |
| 第9章 总结与展望 |
| 9.1 总结 |
| 9.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 读学位期间取得的成果 |
四、湖泊富营养化原因及控制措施（论文参考文献）
- [1]察尔森水库丰水质特征分析及其微生物多样性研究[D]. 宋金萍. 哈尔滨商业大学, 2021(12)
- [2]洪泽湖生态系统健康评价与污染负荷总量控制研究[D]. 杜云彬. 重庆交通大学, 2021
- [3]基于统计模型的巢湖水体富营养化模拟研究[D]. 杨碧莹. 安徽理工大学, 2020(07)
- [4]鲫（Carassius auratus）对浅水水体水质的影响：中型系统实验[D]. 黄业辉. 暨南大学, 2020(03)
- [5]雁鸣湖底泥氮磷释放及主要环境影响因子研究[D]. 裴佳瑶. 西安理工大学, 2020(01)
- [6]呼伦湖水环境状况时空演化及其成因分析[D]. 郭子扬. 内蒙古农业大学, 2020(02)
- [7]江门市四堡水库非点源污染与健康评价研究[D]. 傅博. 华南理工大学, 2020(02)
- [8]太湖富营养化变化过程及环境驱动因子识别[D]. 王梦竹. 天津大学, 2019(01)
- [9]刚毛藻对沉水植物、蓝藻生长及沉积物营养迁移影响研究[D]. 张璐. 武汉理工大学, 2019(01)
- [10]综合硅藻指数（CDI）的建立及在湖泊富营养化评价中的应用[D]. 于潘. 上海师范大学, 2019(02)