一、生物技术治理富营养化景观水体的研究（论文文献综述）
袁一晖[1]（2021）在《景观水体中微生物激活对藻类控制及沉水植物恢复的影响机制研究》文中研究说明近年来,随着我国新型城镇化、现代化和新工业化的进程地快速推进,湖泊、水库及海湾中的水体富营养化现象日益严重。水体富营养化这一现象之所以发生的主要原因是由于水体中的各种植物和藻类大量地生长和繁殖,在这一过程中产生了大量的营养元素和矿物质,破坏了原本水环境的自然生态平衡,其中集中表现为蓝藻水华的暴发。因此,开发一种更为经济、高效、无二次污染的生物控藻技术是至关重要的,具备非常广阔的研究前景和实用价值,有利于我国在治理富营养化水体上的工程技术提升一个全新的层次。但目前国际上针对藻类的研究主要集中于沉水植物为主的系统构建及相关的杀藻控藻技术的研究,对于微生物与藻类的协同与竞争关系的研究,以及利用这种关系控制藻类的技术工艺尚未有好的研究成果。本研究以水体微生物群落为研究对象,采取室内控制实验及室外原位实验的研究方法外,通过向实验水体添加适宜浓度梯度的激活剂激活土着微生物群落,研究激活剂对水体去富营养化、藻类抑制及沉水植物恢复的响应机制,为城市富营养化景观水体治理提供参考,同时为微生物控藻技术的推广和实际应用提供科学理论依据和数据基础。本文在课题组有关固定化微生物催化剂PHA在水污染治理、沉水植物修复的应用研究基础下,通过实验室实验,通过模拟水生生态系统,研究了微生物催化剂对藻类生长的抑制作用及对沉水植物恢复的协同作用,并在莲花山庄社区公园景观水体中进行室外原位实验,即对工程水体实施微生物活化技术,期间对水体中氮、磷、叶绿素含量等水质指标,以及微生物群落数量及物种数的变化情况一并进行监测,初步探讨微生物活化工程技术对藻型富营养化水体的综合处理效果。所得结论如下:（1）在实验室条件下,模拟了水生生态系统,研究了固定化微生物催化剂PHA对于藻类生长的抑制作用,对藻细胞的密度变化及水体的各项指标进行监测。研究结果表明在初始铜绿微囊藻细胞密度相当的情况下,随着微生物催化剂PHA浓度的增加,铜绿微囊藻的细胞密度越低,表明固定化微生物催化剂PHA对铜绿微囊藻的去除率随催化剂浓度的升高而增加,且一定程度上降低了水体中的总氮、总磷、氨氮含量。初步推断,微生物催化剂PHA之所以能高效地对藻类进行抑制作用的根本原因很大可能是微生物催化剂中的微生物与水环境中的藻类细胞的生长规律不同,以及它们在生长过程中对于营养物质的相互竞争所导致的。（2）在实验室条件下,通过模拟水生生态系统,研究固定化微生物催化剂PHA对沉水植物恢复的促进作用,研究结果表明其对修复苦草有明显促进作用,且催化剂浓度为0.03%至0.05%对苦草的生长修复及水质的改善保护效果最好,一定程度上可以降低水体中的总氮、总磷等水质指标。固定化微生物催化剂PHA可以有效地促进沉水植物的良性生长,并提高水体的透明度,可用于富营养化水体生态修复或污水截污管建成后的生态治理工程中,且具有良好的成效。（3）在莲花山庄社区公园景观水体中进行室外原位修复实验,研究结果显示,在投加固定化微生物催化剂PHA后,湖泊中的叶绿素、总氮、氨氮、总磷等指标皆出现不同程度的减少,去除率分别达到81.59%、85.83%、53.27%和95.80%,治理效果显着。投加固定化微生物催化剂PHA可以对于水体中的各种藻类进行有效地吸收和去除,抑制蓝藻水华的产生与发展,增加水体的透明度,最大程度地改善水质。
柳宁[2]（2021）在《关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究》文中进行了进一步梳理涝池是北方干旱地区抗涝蓄洪的小型蓄水工程,类似于小型湖泊系统,但又有别于小型湖泊系统,尤以陕西关中地区最为常见。目前,涝池面临的富营养化问题日益严重,富营养化引发涝池水体和沉积物发黑的问题尤为突出,已严重影响到周围的生态环境和居民人身健康,现阶段对于河流、湖泊富营养化引起的发黑问题研究较多,而针对涝池面临的此类问题研究尚且不足,因此,本文以陕西关中涝池为研究对象,针对涝池面临的发黑问题,采用现场考察、实地取样、室内测定分析、模拟试验及数学模拟相结合的方法,探明了涝池的主要致黑物质为FeS,阐释了 Fe、S元素的赋存形态及分层特征,筛选了影响Fe2+、∑S2-释放的主要控制因子,揭示了主控因子对Fe2+、∑S2-释放的影响规律,构建了涝池沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型。研究得到以下主要结论:（1）通过对进入涝池的生活污水、径流及涝池周围土壤中TFe、硫化物的测定分析,确定了涝池主要致黑污染物质为上覆水中悬浮颗粒物,主要致黑成分是FeS,其中Fe主要来源于原生土壤,S可能来源于生活污水;（2）涝池沉积物中Fe元素主要以残渣态为主,占总铁的72.6%～81.2%:氧化态铁是有效性铁（总铁与残渣态铁的差值）的主要存在形式,占有效性铁的53.2%～58.2%。可交换态铁、氧化态铁、有机态铁、残渣态铁均随沉积物剖面深度的增加先减小后趋于稳定,碳酸盐结合态铁含量随剖面深度的增加而增加,水体可溶态铁没有明显的规律性;涝池沉积物中还原性无机硫与有机硫占总硫的比例相当,黄铁矿硫（Pyrite-S）是总还原性无机硫的主要存在形态和最稳定存在形式,占总还原性无机硫59.3%～68.6%,可挥发性硫（AVS）占总还原性无机硫的26.4%～35.6%,单质硫（ES）是硫循环过程中的中间产物,因此含量仅占总还原性无机硫4%左右;富里酸硫（FA-S）是有机硫的主要存在形式,占总有机硫的66.5%～68.9%;随沉积物剖面深度的增加,AVS的含量先增加后减小最终趋于稳定,Pyrite-S含量逐渐增加,ES含量先增加后趋于稳定,FA-S先减小后增加最后趋于稳定,HA-S含量则呈现缓慢减小的趋势;（3）采用逐步回归及结构方程模型分析法,对黑裕村涝池沉积物-水界面处TN、TP、TOC、T、DO、Eh、pH、太阳辐射能及Fe2+、∑S2-10个指标进行了综合分析,确定了影响沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的主控因子为富营养化污染物（TN、TP、TOC）及环境因子（T、DO、pH）,建立了关于Fe2+、∑S2-含量的预测方程;（4）界面Fe2+、ES2-含量随着上覆水中PO43-含量的增加而增加,PO43-含量越大,界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,PO43-含量从0.03 mg/L增长到1.1 mg/L,界面处Fe2+、ES2-的最大含量分别增加了 88.2%、97.9%,增长速率分别提高了 51.2%、34.8%,增加PO43-含量对Fe2+含量的增长速率影响更大;NH4+-N是涝池中氮的主要存在形式,上覆水NH4+-N含量增加会引起界面Fe2+、ES2-含量增大,NH4+-N含量越大界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,上覆水NH4+-N含量对界面Fe2+、ES2-含量的影响大小没有明显差异;蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸、葡萄糖、淀粉均能促使上覆水体发黑,含硫有机质基质（蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸）较非含硫有机基质（葡萄糖、淀粉）能更快使水体发黑,发黑程度更大;无论何种有机基质,只要其含量达到0.8g/L就会引起水体发黑;有机基质种类及含量对界面ES2-含量影响较Fe2+更大。（5）沉积物-水界面处Fe2+、ES2-含量随环境温度的升高而增大,T在15℃～25℃之间时,界面Fe2+、ES2-含量增长迅速,界面更易发黑;DO通过直接影响界面氧化还原状态来影响Fe2+、ΣS2-含量大小,界面Fe2+、ES2-含量随溶解氧含量的增加而减小,DO≥2～3 mg/L时,就能有效抑制沉积物中Fe2+的释放和SO42-的还原;pH通过影响硫酸盐还原菌和铁还原菌的活性来影响界面Fe2+、ES2-含量大小,pH=7是两种细菌共存情况下最适pH,此时界面Fe2+、ΣS2-含量较大,更容易出现发黑现象。（6）藻体是富营养化涝池发黑的主要诱因之一,藻体的存在是引起沉积物-水界面耗氧速度变快、耗氧量增加的主要原因,添加藻体后界面溶解氧在70 min内快速减小为0 mg/L,氧化还原电位降为负值,Fe2+、ES2-含量快速增加,发黑速度加快,发黑程度增大。（7）以菲克定律和物质守恒定律为基本理论,构建了沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型,并求得其解析解。通过实测数据与预测数据的对比,验证了所建立的数学模型的可靠性和准确性。为不同使用年限的3座涝池分别给出3组参数,用建立的数学模型对楼底村涝池、黑裕村涝池、孝子陵村涝池中Fe2+、ES2-含量变化情况进行了预测。
魏海杉[3]（2021）在《水源对景观水体水质底泥的影响及底泥原位修复方法研究》文中指出针对再生水补给的景观水体在夏季出现重度富营养化的问题,本研究首先通过对某人工水体不同水源补给区域上覆水和底泥的连续监测,分析其水质及底泥中营养盐含量的季节性变化特征,并在此基础上采用正交法设计试验,以探究景观水体底泥内源释放的影响因素。然后,采用多种覆盖材料对再生水补给的底泥进行原位修复,选择出最优的底泥修复材料。最后,通过模拟实际景观水体中再生水补水条件,探究再生水持续补给条件下不同补水周期对底泥原位修复的水体水质影响并优化修复剂的投加模式。该研究可为回用再生水的景观水体富营养化预防和底泥污染控制提供重要依据,获得以下主要结果与结论:1)调研表明,再生水补给的区域上覆水中氮磷及叶绿素浓度大于地表水补给区域,TN、TP、NO3--N和Chl-a分别高出对应地表水补给区水质的61.96%、23.33%、67.15%和31.95%。相应地,再生水补给区域底泥中TN、TTN（可转化态氮）、NO3--N、TP和P-mobile（潜在活性磷）含量分别高出地表水补给区域对应值的22.06%、134.81%、13.81%、98.24%和128.26%。此外,内源释放是引起地表水补给区域水质污染的主要原因,而内源释放与外源污染共同作用引起再生水补给区域水质的污染。2)影响底泥NH4+-N和PO43--P释放的主要因素均依次为底泥来源、温度和溶解氧浓度,影响底泥中NO3--N释放的主要因素依次是底泥来源、p H和温度。3)投加Ca O2能有效修复底泥,改善上覆水水质,且效果优于Mg O2、沸石和Ca（NO3）2。与控制相比,0.20 kg/m2的Ca O2投量可使上覆水中PO43--P平均浓度由0.15 mg/L降至0.03 mg/L,降低了78.93%;也能在一定程度上降低泥水界面下3 cm处间隙水中PO43--P和NH4+-N浓度,可有效稳定底泥中的氮磷,降低底泥中氮磷的释放风险。4)投加Ca O2显着提高了上覆水p H、DO和浊度,较短时间内迅速降低上覆水中TP与PO43--P浓度,上覆水中TP由0.10 mg/L降低到0.02 mg/L,下降了80%;PO43--P由0.13 mg/L降低到0.06 mg/L,下降了53.84%。5)与30 d水力停留时间的模拟水体相比,15 d水力停留时间的水体投加Ca O2时,其上覆水中p H、DO及浊度下降速率更快,PO43--P及TP浓度上升速率更大,表明Ca O2的锁磷效果在较短水力停留时间水体中较差。
周茜[4]（2021）在《2013-2020年乌梁素海水环境指标变化特征及趋势分析》文中指出乌梁素海是中国八大湖泊之一,是黄河流域最大的淡水湖,是河套灌区农业退水、工业废水和生活污水的主要汇集区,其水环境质量及其变化趋势直接影响着我国“黄河流域生态环境保护和高质量发展”“构筑北方绿色生态屏障”的发展战略。近10年来,针对乌梁素海存在的水资源、水环境和水生态问题,各级政府和社会各界,在乌梁素海流域实施了一系列保护、修复和治理措施。为了解乌梁素海水质在这一时期的变化情况,本文在团队多年对乌梁素海水环境监测的基础上,基于数理统计分析,采用综合营养指数法、模糊综合评价法、主成分分析等方法,对2013-2020年乌梁素海主要水环境指标进行时空分布变化特征分析,同时对湖泊水体富营养化状态进行综合评估,旨在为湖泊水环境保护与修复提供一定理论支撑。主要结果如下:2013-2015年湖泊水环境主要指标TN、TP、Chl.a、SD和COD呈波动减小变化趋势,除COD和SD外,其他指标在2016年最低,显着低于其它年份;由于寒区湖泊冬季冰封期冰冻浓缩作用的驱使,各年份在非冰封期水体水质优于冰封期冰下水体水质,甚至Chl.a浓度也显现出了冰封期高于非冰封期的季节性变化特征。2018-2020年各指标基本处于季节性波动但总体趋于稳定的状态,因2019年生态补水量大于其他年份,2019年湖体水质同比略优于2018和2020年。湖泊主要水源是接收源于河套灌区的农业退水,通过湖区北侧的总排干红圪卜排水站注入湖区,入湖水体主要污染指标均高于湖区水质,受入湖水体和湖泊自净的影响,湖区水质主要指标在空间分布上呈现出北部区域浓度高于南部区域的特征。乌梁素海富营养化程度呈好的发展趋势并趋于波动稳定状态,除了2019年夏季为中-贫营养状态外,2013-2020年富营养化程度处于轻中度富营养化及以上,其中,夏季非冰封期富营养化程度低于冬季冰封期。影响湖区水环境的主要因子为COD、TP和TN。总之,近年来乌梁素海流域的保护、修复和治理等一体化措施,不仅在一定程度上缓解了湖泊水环境恶化的趋势,而且激发了湖体自身的自净能,虽然已实施的乌梁素海流域生态环境保护、修复和治理措施还没有完全发挥其作用,湖区水环境质量正在逐渐改善,近3年趋于污染物输入与消减的平衡状态。
张帅[5]（2021）在《关中地区涝池水质评价及其水体治理研究》文中认为涝池是北方地区为拦蓄雨水而修筑一种重要的小型水土保持工程,历史悠久。涝池在黄土高原地区能发挥显着的水土保持效能,也能显着提升降水稀缺地区的雨水资源化利用效率,还能为当地提供稀缺地湿地生态景观,对农村水系连通、防洪排涝及美丽乡村建设意义重大。近40来涝池被大量侵占和废弃,丧失了原有功能。2016年起,陕西水利厅将涝池建设与整治作为关中水系水土保持建设、生态恢复及乡村振兴的重要一环,已新建和修复涝池数千座,取得了良好的效果。然而近年来涝池水体污染现象凸显,俨然已成为一个阻碍美丽乡村建设、危害村民身体健康的严重问题。本研究以解决关中涝池水体污染问题为目的,采用野外调查和室内模拟相结合的方法,首先从涝池建设形式、管护水平对涝池水体污染的影响分析入手,查明涝池水体污染来源,明确涝池污染特点,评价涝池水质现状并提出治理要求;然后基于调查结果,采用植物措施、化学措施（Fe Cl3）以及植物-化学组合模式对涝池水体开展水体质量改善试验研究,探究不同措施的净化效能、筛选出最佳的治理措施;最后分析不同措施的优缺点,结合农村社会经济现状集成涝池最佳治理技术措施模式,以期快速降低涝池水体污染物浓度,改善水体质量,持续提升水体自净能力,为关中地区涝池水体治理和美丽乡村建设提供科学依据。主要结论如下:（1）研究区涝池建设形式（防渗形式、护坡形式、绿化情况）对水质感官现状影响不明显;涝池管护水平与水体污染有一定关联,农田面源污染非主要因素,而农村生产生活污水排放是水体主要污染来源;水体中垃圾等漂浮物多,水体色度高,黑臭及水华比例超四分之一,水体感官指标不佳。（2）TN、TP、PO43--P是涝池水体的主要污染因子,各点位平均污染因子标准指数分别达2.4、5.2和3.8。42%的涝池p H值大于9,平均DO浓度达到过饱和状态。涝池水体污染的主要特点为:（1）p H值较高,不利于植物和微生物生长;（2）DO浓度超饱和,藻类大量繁殖;（3）P类污染最为严重,TN浓度超标仅次于TP,平均浓度达4.7mg/L。故我们提出治理要求应满足:（1）绿色、生态,符合村庄景观需求;（2）快速降低水体P含量,修正p H值,并持续提升水体自净能力;（3）价格低廉,操作简便。（3）植物对N、P的主要去除途径是植物吸收、硝化反应和微生物的同化及积累。其净化特点表现为,净化效果持久,对N类污染物的净化表现更好,平均去除率达78.2%;3种植物-浮床系统中,美人蕉对涝池水体适应性更好,净化效果最佳。Fe Cl3除P机理是结合PO43-产生沉淀,除P效果受到水体中的OH-和其他阴离子、有机物的影响,且该沉淀吸附反应可逆。3个投加量的Fe Cl3措施对涝池水体P的净化高效且快速,对TP、PO43--P的平均去除率分别达61.2%和73.3%。投加50 mg/L的Fe Cl3处理后涝池水体的TP浓度接近地表Ⅴ类水标准;Fe Cl3措施对水体N去除效果不佳,其对N去除的影响体现在抑制藻类生长、影响脱氮微生物酶活性、不同价态铁离子氧化还原过程的电子传递以及影响脱氮微生物增殖和活性四个方面。（4）植物-Fe Cl3组合模式的净化效果显着,组合模式的N、P净化机理除了与植物吸收特性、铁对微生物活动及微生物酶活性的影响相关外,Fe Cl3添加对植物净化效果也有重要影响。试验条件下,植物-Fe Cl3组合模式对TN平均去除率比单独Fe Cl3措施去除率提高了72.2%,对TP平均去除率较单独植物措施提升31.1%,较单独Fe Cl3措施提升29.5%;美人蕉+30 mg/L Fe Cl3投加量的处理对各项污染物都具有较好净化效果和相对均衡的净化能力,是最适宜净化涝池水体的组合模式。
张瑞[6]（2020）在《再生水补给型城市景观水体生态健康与修复工程效果评价体系构建与应用》文中进行了进一步梳理水资源紧缺严重制约了我国现代城市的快速发展。再生水的循环利用是有效解决城市水资源紧缺瓶颈问题的重要方法之一。将城市生活污水再生,作为景观水体的重要补给水源,其用量及其在景观水体补给中的比例逐年显着增高。然而,由于再生水水质的特性,大量补给进景观水体,势必带来城市景观水质和生态环境的变化。其对城市景观水体产生的水质、生态风险及水生态健康等影响正逐步受到人们的关注。因此,本文针对我国特大型城市景观水体的水生态健康及其采用的水生态修复工程,建立了有特色的评价指标体系并进行评估。首先,本文对再生水长期补给的城市景观河流开展跟踪监测,进行典型污染物（营养物、重金属、挥发性有机污染物（VOCs）、邻苯二甲酸脂类（PAEs）、多环芳烃（PAHs）和多氯联苯（PCBs））的识别及生态环境风险评估。研究结果表明,再生水长期补给城市景观河流存在TN、TP、Pb和VOCs的超标情况。其中,重金属、VOCs和PCBs表现出较高的生态环境风险。其次,本文采用层次分析法原理构建了再生水补给型城市景观水体水生态健康评价体系,包含3个层次、6个准则、15项指标,着重反映了城市景观水体再生水补给型、生态环境风险及社会景观服务功能等三个方面特色。采用该评价体系对长期再生水补给的北京市南护城河的水生态健康进行了评价。满分5分情况下,该水系得分3.52,水生态健康等级为“较健康”。生物多样性和生态风险是显着影响南护城河水生态健康水平的重要原因。其中,底栖动物多样性指数与水生植物覆盖度的不足,形成较差的河流底部生境,不利于生物群落生长繁衍;重金属生态风险指数与有机物风险熵得分低,在极端状态下存在较高潜在生态风险。上述研究表明,本文所建立的水生态健康评价体系不仅能够准确反映出南护城河水生态健康状况,而且诊断长期再生水补给型城市景观水体中确实存在重金属、特征有机污染物和生物体系不完整带来的生态健康风险。最后,本文构建了城市景观水体水生态修复工程效果评价指标体系,包含4个层次、3个系统、7个准则、19项指标,重点体现了再生水补给、城市景观和社会影响功能需求等特色指标。采用该评价体系对再生水补给的北京陶然亭湖和土城沟河进行案例评价,在满分5分情况下得分为3.35与2.92,水生态修复工程修复效果等级分别为“良”与“一般”。评价结果表明,陶然亭湖水生态系统结构经修复工程的实施,恢复效果良好,但以藻类多样性与水生植物覆盖度主导的水生生物多样性依然需要改善。土城沟水生态系统结构基本恢复,但其水生生物体系不完整,生态亲和度差。此外,土城沟水生态修复工程的运行费用较高,经济负担较重。为进一步提升土城沟河景观及社会功能,需要通过生态修复工程进一步改善水质,构建亲水性强、和谐的景观效应。上述研究表明,该评价体系能够准确地的反映出评价对象所采用生态修复工程的效果,并诊断生态修复工程存在的问题,提出有效建议。本文构建的两个评价指标体系,对于提升北京市景观水体的水生态健康和水生态修复效果,改善水生态环境质量具有指导作用。对于再生水补给型城市景观水体的水生态健康、生态环境质量的改善,选择与优化生态修复工程具有借鉴作用。
陈金焕[7]（2020）在《滴水湖水生植物原位生态修复技术研究》文中认为滴水湖是一个集气候调节、休闲娱乐、美化景观为一体的多功能人工湖泊,是上海市临港新城的核心和象征。然而,由于引水河水质较差,滴水湖水体已呈现富营养化状态。并且,由于滴水湖临近东海,盐度较高,改善引水河水质、抑制滴水湖水体富营养化至关重要。本研究选取9种滴水湖当地适生植物,通过实验室小试实验研究不同水生植物对富营养化水体的净化能力及耐盐能力,采用水生植物原位生态修复技术进行水生植物群落配置,对滴水湖C港引水河示范区分区段开展水体生态修复中试工程,最后结合多指标综合评价法对示范区整体水质进行健康评价。该研究对改善河流生态系统健康具有重要的现实意义和指导作用,亦可为我国更多污染河流的生态修复提供工程应用指导。主要取得的研究结果如下:小试实验结果表明,芦苇、黄菖蒲、美人蕉、千屈菜、狐尾藻、黑藻、眼子菜、睡莲、铜钱草9种水生植物对富营养化水体均具有较好的净化效果和较强的耐盐性。水生植物对TN去除率为50.0%97.9%,NH4+-N去除率为75.7%99.9%,TP去除率为55.9%95.9%,CODCr去除率为57.2%67.9%。并且,挺水和沉水植物的去除效率较强于浮叶植物。运用一级动力学模型对主要污染物随时间的变化趋势进行模拟,结果表明,绝大多数污染物的拟合线相关性较好,说明所选9种水生植物对污染水体具有长期净水效果。对不同水生植物根际微生物的结构进行高通量测序,结果表明,9种水生植物均以变形菌门所占比例最高,可见其对于改善水体水质具有重要作用。挺水植物中,芦苇、美人蕉、黄菖蒲、千屈菜的耐受盐度分别为7、7、5、3 g·L-1;沉水植物中,狐尾藻、黑藻、眼子菜的耐受盐度分别为7、5、3 g·L-1;浮叶植物中铜钱草的耐盐性稍强于睡莲,其耐受盐度为5 g·L-1,睡莲的耐受盐度为3 g·L-1。基于水生植物小试实验结果及实地现场考察,采用水生植物原位生态修复技术进行植物群落搭配,利用不同水生植物的净化和耐盐能力不同,构建景观水体缓冲区、挺水-浮叶植物净化区、挺水-沉水-浮叶植物净化区、水下森林区及乡土植物种植区5个生态修复区,对滴水湖C港引水河分功能区段开展水生植物生态修复中试工程,并对中试工程区进行为期一年的水质监测。整体来看,TN、TP、NH4+-N和CODMn均呈现降低的趋势,盐度和叶绿素降低,溶解氧和透明度有所提高。此外,随着示范功能区段水质呈现逐级改善的现象,并且不同区段对污染物的净化效果不同,其中,景观水体缓冲区对NH4+-N去除效果较好,挺水-浮叶植物净化区对TP去除能力最强,水下森林区对CODMn去除率较高,乡土植物种植区对TN净化能力相对较强。结果表明利用水生植物原位生态修复技术制定的规划方案对示范区水体具有显着的净化作用,可以有效提高水体质量。采用多指标综合评价法,构建包含水质特征、河流结构特征、生态特征、社会服务功能4个方面和19个具体指标的河流健康指标体系,结合已构建的评价层次,依据各指标的特点选择合适的评价标准,并运用层次分析法确定每个具体评价指标的权重。结合构建的河流健康评价体系,分析处理各项指标数据,运用综合健康指数法对滴水湖C港示范区修复前后的河流生态系统健康状况进行量化评价工作。结果可知,滴水湖C港引水河修复前的综合健康指数为3.300,河流接近亚健康状态;经生态修复后综合健康指数为3.887,比修复前提高了0.587,表明河流生态系统更接近较健康状态,该生态修复工程有效。
李佳峻[8]（2020）在《铜绿微囊藻的生长影响因素及控制应用基础研究》文中研究说明本文首先跟踪调研了西安市某景观水体地表水补给区和再生水补给区的水质、藻种类以及浮游动物,通过对比研究,了解地表水补给区和再生水补给区的上下行效应,并通过实验室规模试验,确定在不同温度下不同形态氮的比例及浓度、磷浓度以及浮游动物对铜绿微囊藻生长的影响,最后研究了微纳米曝气对藻类的控制效果。以上研究可为景观水体的富营养化控制提供重要依据,研究主要获得以下结果和结论:（1）通过西安市某景观水体一年的水质监测发现,无论地表水补给区还是再生水补给区,其水质状态均处于中营养水平。水体中氮主要以硝氮形式存在,磷则以有机态磷为主,地表水补给区和再生水补给区中硝氮分别占总氮浓度的70.46%和68.90%,磷酸盐则分别占TP的39.29%和35.91%。再生水补给区中藻密度和Chl-a的年均值分别是地表水补给区的1.27倍和1.28倍。（2）地表水补给区检测出10种藻,再生水补给区检测出14种藻,两个水体均以铜绿微囊藻为主要藻种,分别占地表水补给区和再生水补给区中总藻密度的72.39%以及87.56%。景观水体中浮游动物生物种类较少,其中地表水补给区共检测出28种浮游动物,再生水补给区中共检测出30种浮游动物,两个水体均以轮虫为主要浮游动物种类,分别占地表水补给区和再生水补给区中总浮游动物数量的97.33%和95.60%,分别占总浮游动物生物量的76.84%和80.24%,再生水补给区的浮游动物数量和生物量的年均值分别为地表水补给区的4.21倍和6.03倍。（3）通过对一年水质数据的PCA、RDA以及Pearson分析可知,在景观水体中,上行效应的影响大于下行效应,因此,为提升景观水体的景观效应,应注重补水水质的控制,当采用再生水补给景观水体时,磷浓度是控制关键。（4）在温度为10℃、15℃、20℃、25℃、30℃以及NO3--N/NH4+-N为5:0,4:1,3:2,2:3,1:4,PO43--P浓度为0.2 mg/L、0.1 mg/L的实验室试验中,铜绿微囊藻对氮磷的响应由氮磷浓度、形态和比例以及温度共同决定,因此,景观水体补水中的氮磷浓度应根据温度进行季节性调控。相对于氮而言,磷对铜绿微囊藻生长增殖的影响更大。此外,研究发现铜绿微囊藻在生长过程中优先利用NH4+-N,只有当水中NH4+-N低至一定浓度时,才开始利用NO3--N,但铜绿微囊藻对磷的吸收并不受氮形态及比例的影响。（5）SOD活性可以体现外源刺激对铜绿微囊藻的胁迫大小,10℃的铜绿微囊藻SOD活性最大,25℃时的铜绿微囊藻SOD活性最小,表明10℃的低温对铜绿微囊藻的胁迫最大,而25℃更有利于藻细胞的生长。在水温15℃时,PO43--P=0.1 mg/L,NO3--N/NH4+-N=3:2的情况下,SOD活性最大,表明该温度和营养条件的耦合对铜绿微囊藻的胁迫最大。20℃时,PO43--P=0.1 mg/L,NO3--N/NH4+-N=4:1的情况下,铜绿微囊藻的SOD活性最大,且铜绿微囊藻在此时衰亡。因此,在15℃时PO43--P=0.1mg/L、NO3--N/NH4+-N=3:2以及20℃时PO43--P=0.1 mg/L、NO3--N/NH4+-N=4:1的条件更有利于控制铜绿微囊藻的生长。（6）实验室规模的微纳米曝气控藻试验中,对景观水体共进行微纳米曝气120min,每曝气40min停歇5h。在曝气过程中,溶解氧浓度呈现先增高后下降的趋势,氮磷浓度无明显变化,但对总藻密度及铜绿微囊藻的去除率分别为34.46%和49.71%,表明微纳米曝气对景观水体中的藻特别是铜绿微囊藻有一定的控制效果。
刘言正[9]（2019）在《再生水补给条件下城市景观水体的水质特征与调控技术研究》文中研究说明再生水已经成为缺水城市景观水体的重要补给水源,但由于其主要水质指标往往与地表水环境质量标准的要求有较大差距,因此,如何在再生水补水的条件下有效保障水体的水环境功能成为广受关注的重要命题。论文针对目前尚未解决的若干基本问题,在再生水补给条件下城市景观水体的水质特征与调控技术方面开展了系统性的研究工作,通过全国代表性城市景观水体调研获得第一手实际资料,结合小型试验揭示了再生水中营养盐等典型污染物对水体水质的影响规律。在此基础上以水体的景观功效保障为主要目标,进行了城市景观水体的水质基准研究、再生水补水对景观水质的影响研究、原位和异位水质净化技术研究与功效评价以及水体景观功效提升综合对策研究。论文研究的主要成果如下:（1）城市水体的景观功效与水体透明度（SD）密切相关,因此,应以SD作为景观水质的综合指标。基于全国各地城市189个景观水体的调研和4个代表性水体的长期水质监测,以再生水作为补水来源的情况下,SD≥0.64m是水体景观水质保障的必要条件。研究表明,水中藻类繁殖程度对SD的影响最大且具有很强的相关性,以叶绿素a（Chl-a）作为藻类控制指标,与SD对应的基准建议值为10mg/m3。由于营养盐是造成藻类繁殖的主要原因,根据水体总氮（TN）和总磷（TP）浓度与Chl-a的相关性分析结果,提出了不同地域水体TN和TP的基准建议值为:半干旱地区TN=12mg/L,TP=0.3mg/L;半湿润地区TN=10mg/L,TP=0.2mg/L;湿润地区TN=5mg/L,TP=0.1mg/L。（2）针对景观水体的富营养化问题,以铜绿微囊藻为控制对象,通过系列实验,研究了营养盐和微量金属元素对藻类繁殖的影响。结果表明,除TN、TP及N/P外,水中共存的微量金属元素Fe、Mn、Zn、Cu等在一定的浓度范围内（Fe:5001000μg/L,Mn:2080μg/L,Zn:0.55μg/L,Cu:110μg/L）均会促进藻类的生长。以常量营养物及微量金属元素为评价因素,分别建立了以Chl-a为评价目标的水质矩阵,通过分析确立了各个因素的影响权重,从而判明常量营养物中N/P值是水体景观水质调控的主因素,其次是正磷酸盐、氨氮、硝态氮、聚磷酸盐;微量金属元素中Mn是主控因素,其次是Fe、Zn、Cu。（3）针对再生水补水比例和换水周期对水体景观功效的影响开展实验研究,结果表明,以稳定达到一级A水质的再生水进行水体补水,在再生水比例不超过50%的情况下,水体水质容易稳定维持在基准建议值的水平,在常规换水条件下可维持水体景观功效;再生水补水比例超过50%,水体水质明显有随时间恶化的趋势,需要通过缩短换水周期使水体水质维持在基准建议值的水平;完全采用再生水补水的情况下,春秋季的适宜换水周期应控制在5日之内,夏季的适宜换水周期则应控制在3日之内。（4）研究了水体原位净化和异位处理的水质改善功效。结果表明,采用再生水补水的情况下水体的复氧系数(平均0.15 d-1)低于常规水体的复氧系数(0.40d-1左右),因此曝气增氧是提高水体自净能力的重要措施,且应根据再生水补给量和除碳脱氮需求来确定曝气量。结合实际案例研究了生态-生物多元组合水质原位净化技术,采用生态浮床进行原位净化的条件下,通过底部立体弹性载体的生物挂膜作用、轻质陶粒充填浮垫的吸附作用、顶部挺水植物的吸收作用,可实现水中氮磷的有效原位去除。与原位净化相比,以生态过滤为代表的旁路循环异位处理具有更好的污染物去除能力,且能同时实现水体的水力调控,在换水周期长下,是保障城市水体景观功效的有力措施。（5）以西安思源学院再生水补水的人工景观湖为典型案例,研究了城市景观水体水质改善和景观功能提升的综合技术。长期水质检测和水质模拟分析结果表明,通过合理的水力调控、因地制宜的自然增氧、以水生植物种植为主的水体生境改善,在完全采用再生水补水的条件下,无需进行旁路循环处理,也能充分保证人工湖的景观功效。
孙亚楠[10]（2018）在《缓滞水体生物膜曝气-生态浮床组合净化效果研究》文中研究表明近年来,随着经济水平快速发展和城市化进程的加快,城市中小河流的污染不断加剧,加之其来流量小、流速缓慢,成为缓滞水体,因此自净能力弱,水生态系统严重退化。本文以缓滞污染水体为研究对象,通过分析国内外河流净化技术的研究成果,开发出生物膜曝气-生态浮床立式组合净化装置。生物膜曝气反应器（MABR）是利用气体分离膜作为生物膜附着的载体并为之供氧,从而去除水体中的污染物。生态浮床由于其良好的生态性和经济性而常被用于河道治理中。本研究将MABR技术与生态浮床技术组合,并通过大量试验验证其对水体修复的效果。通过不同类型装置净化效果的试验研究发现,与单独MABR、单独生态浮床及未加处理措施河水相比,MABR-生态浮床组合装置对水体NH4+-N、TN、TP和CODMn的净化效果显着。结果表明,MABR-生态浮床组合装置、MABR、生态浮床和河水对NH4+-N的去除率分别为98%、96.6%、66.6%和48.5%;对TN的去除率分别为34.74%、26.95%、19.26%和9.58%;对TP的去除率分别为60.73%、33.9%、86.95%和38.5%;对CODMn的去除率分别为78%、53%、58%和40%。此外,MABR-生态浮床组合装置可以有效提高水体DO,并抑制叶绿素a浓度,可大幅提高水体透明度。通过不同水动力条件下净化效果的试验研究发现,以植物作为净化主体的生态浮床,易受外界环境的影响,综合多个指标来看,5m/h的低流速为生态浮床的最佳水动力;适当提高流速有利于提高MABR中的反应效率,针对氮素的去除,以15m/h为最佳,若针对TP或CODMn的去除,则在5m/h的低流速下更好;MABR-生态浮床组合装置在高流速水动力条件下的受影响程度较小,这使其适用的范围更广。MABR-生态浮床组合装置、MABR和生态浮床在其最佳水动力条件下对NH4+-N的去除率分别为100%、99.29%和98.43%;对TN的去除率分别为46.53%、30.08%和36.63%;对TP的去除率分别为96.43、99.29%和93.85%;对CODMn的去除率分别为99.73%、92.72%和85.67%。通过不同布设间距的试验研究发现,在10m/h流速下布设间距对MABR-生态浮床组合装置对CODMn和TP浓度的影响较小,对比各工况结果,认为2m的布设间距为最佳。固定10m/h水动力条件和2m间距下的试验结果为MABR-生态浮床组合装置的净化效果,以月牙河实测水质为净化主体,设计了组合装置的布置方案,假设每套装置的长度为1.5m,沿河道纵向共需布设280套,沿河宽方向,每5m布置一排MABR-生态浮床组合装置,共需布设6排。
二、生物技术治理富营养化景观水体的研究（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、生物技术治理富营养化景观水体的研究（论文提纲范文）
（1）景观水体中微生物激活对藻类控制及沉水植物恢复的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外相关研究 |
| 1.2.1 国内相关研究 |
| 1.2.2 国外相关研究 |
| 1.3 IMA微生物活化工程技术简介 |
| 1.3.1 IMA微生物活化工程技术原理 |
| 1.3.2 IMA微生物活化工程技术特点 |
| 1.3.3 IMA微生物活化工程应用情况 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 第2章 研究内容及方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.2 技术路线 |
| 第3章 水生模拟微生物催化剂对藻类生长的抑制作用 |
| 3.1 实验材料及仪器 |
| 3.1.1 固定化微生物催化剂 |
| 3.1.2 实验藻种 |
| 3.1.3 实验分析仪器和设备 |
| 3.2 实验与方法 |
| 3.2.1 藻种培养 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 指标测定方法 |
| 3.3 实验结果分析与讨论 |
| 3.3.1 固定化微生物催化剂的不同浓度对铜绿微囊藻的生长抑制效果 |
| 3.3.2 不同添加浓度下对总氮的影响 |
| 3.3.3 不同添加浓度下对总磷的影响 |
| 3.3.4 不同添加浓度下对氨氮的影响 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 水生模拟微生物催化剂对沉水植物恢复的协同作用 |
| 4.1 水生模拟生态系统的构建 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 指标测定方法 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 不同添加浓度下沉水植物的生长情况 |
| 4.3.2 不同浓度下的根活力响应情况 |
| 4.3.3 不同浓度下丙二醛累计情况 |
| 4.3.4 不同添加浓度下水质变化情况 |
| 4.3.5 苦草上附着微生物群的变化情况 |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 微生物活化工程技术对莲花山庄社区公园景观水体的修复效果 |
| 5.1 工程现场现状调查 |
| 5.2 工程采样点布设及采样方式 |
| 5.3 工程区域污染源分析 |
| 5.3.1 城镇生活污染分析 |
| 5.3.2 地表径流污染分析 |
| 5.3.3 景观水体降雨污染分析 |
| 5.4 工程施工前水质指标检测 |
| 5.5 实验方法 |
| 5.6 工程水质指标检测 |
| 5.7 沉水植物净化系统构建 |
| 5.8 实验结果与分析 |
| 5.8.1 IMA微生物活化工程技术对总氮的影响 |
| 5.8.2 IMA微生物活化工程技术对氨氮的影响 |
| 5.8.3 IMA微生物活化工程技术对总磷的影响 |
| 5.8.4 IMA微生物活化工程技术对叶绿素的影响 |
| 5.8.5 IMA微生物活化工程技术对透明度的影响 |
| 5.9 IMA微生物活化工程技术对水质指标变化的分析与讨论 |
| 5.10 工程效益分析 |
| 5.11 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间所开展的科研项目和发表的学术论文 |
（2）关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物中FeS、MnS释放机理研究进展 |
| 1.2.2 致黑污染物释放的影响因素研究进展 |
| 1.2.3 水环境数学模型的研究进展 |
| 1.2.4 沉积物中FeS、MnS释放的控制技术研究进展 |
| 1.2.5 文献评述 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 涝池污染现状及致黑污染物来源 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究涝池的筛选 |
| 2.3 材料及方法 |
| 2.3.1 样品的采集与处理 |
| 2.3.2 仪器及设备 |
| 2.3.3 研究方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 涝池污染现状 |
| 2.4.2 涝池主要致黑污染物 |
| 2.4.3 涝池致黑污染物来源 |
| 2.5 小结 |
| 3 沉积物中Fe、S元素赋存形态及分层特征 |
| 3.1 研究方案及方法 |
| 3.1.1 沉积物中Fe元素的赋存形态测定方法 |
| 3.1.2 沉积物中S元素的赋存形态测定方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 沉积物中Fe元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.2.2 沉积物中S元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的主控因子 |
| 4.1 影响因子初选 |
| 4.2 研究方案及方法 |
| 4.3 各影响因子与Fe~(2+)、ΣS~(2-)之间的相关性分析 |
| 4.3.1 各影响因子的季节变化 |
| 4.3.2 沉积物-水界面处Fe~(2+)、ΣS~(2-)含量与各影响因素的相关性分析 |
| 4.4 主控因子的甄选 |
| 4.4.1 基于SPSS逐步回归方法的甄选 |
| 4.4.2 基于结构方程模型(SEM)的甄选 |
| 4.4.3 甄选结果 |
| 4.5 小结 |
| 5 富营养化污染物对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1 磷对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1.1 研究方案及方法 |
| 5.1.2 结果与分析 |
| 5.2 氮对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.2.1 研究方案及方法 |
| 5.2.2 结果与分析 |
| 5.3 有机质对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.3.1 研究方案及方法 |
| 5.3.2 结果及分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 环境因子对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.1 研究方案及方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 温度对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.2 溶解氧对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.3 pH对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.3 小结 |
| 7 藻体对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 7.1 研究方案及方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 藻体对沉积物-水界面处黑度值变化的影响 |
| 7.2.2 沉积物-水界面处溶解氧含量的变化 |
| 7.2.3 沉积物-水界面处氧化还原电位的变化 |
| 7.2.4 沉积物-水界面处Fe~(2+)含量的变化 |
| 7.2.5 沉积物-水界面处(50)S~(2-)含量的变化 |
| 7.2.6 沉积物中不同形态铁含量变化 |
| 7.2.7 沉积物中不同形态硫含量变化 |
| 7.3 小结 |
| 8 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的模型构建 |
| 8.1 沉积物中污染物释放模型的推导 |
| 8.1.1 污染物释放的基础理论 |
| 8.1.2 污染物在静水中迁移的模型推导 |
| 8.1.3 模型相关参数 |
| 8.1.4 与已有模型的区别 |
| 8.1.5 模型合理性分析 |
| 8.2 模型的解析解 |
| 8.3 模型在涝池水质模拟和预测中的应用 |
| 8.3.1 黑裕村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.2 楼底村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.3 孝子陵村涝池水质模拟及预测 |
| 8.4 小结 |
| 9 结论及展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（3）水源对景观水体水质底泥的影响及底泥原位修复方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 再生水补给景观水体的必要性及意义 |
| 1.2 再生水补给景观水体的现状及存在的问题 |
| 1.2.1 国内外再生水景观回用的现状 |
| 1.2.2 再生水补给景观水体所面临的问题 |
| 1.3 影响景观水体底泥污染的主要环境因素 |
| 1.3.1 溶解氧浓度 |
| 1.3.2 温度 |
| 1.3.3 pH值 |
| 1.3.4 水力扰动 |
| 1.3.5 底泥性质 |
| 1.4 常见景观水体内源污染的治理方法 |
| 1.4.1 底泥污染异位处理 |
| 1.4.2 底泥污染原位处理 |
| 1.5 课题研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 再生水与地表水补给对实际景观水体水质与底泥的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样点设置及采样时间 |
| 2.2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.3 测定方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同水源补给区上覆水水质理化指标季节变化 |
| 2.3.2 不同水源补给区上覆水污染性指标季节变化 |
| 2.3.3 不同水源补给区底泥中氮形态及含量的季节性变化 |
| 2.3.4 不同水源补给区底泥中磷含量季节性变化 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 景观水体底泥内源释放的影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 上覆水及底泥的来源与性质 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 样品的采集与测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 上覆水NH_4~+-N_W浓度历时变化及其影响因素探究 |
| 3.3.2 上覆水NO_3~-N_W浓度历时变化及其影响因素探究 |
| 3.3.3 上覆水PO_4~(3-)-P浓度历时变化及其影响因素探究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 不同覆盖材料对景观水体底泥的修复效果研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置及设计 |
| 4.2.2 样品的采集与测定 |
| 4.2.3 测定方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 上覆水理化指标历时变化 |
| 4.3.2 上覆水中污染物浓度历时变化 |
| 4.3.3 间隙水中污染物浓度历时变化 |
| 4.3.4 底泥中污染物含量变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 CaO_2对再生水持续补给的景观水体修复影响研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 原始上覆水及补充再生水水质 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品采集 |
| 5.2.4 样品分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 CaO_2修复过程中上覆水水质理化指标历时变化 |
| 5.3.2 上覆水氮浓度历时变化 |
| 5.3.3 上覆水磷浓度历时变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（4）2013-2020年乌梁素海水环境指标变化特征及趋势分析（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 水体富营养化治理措施研究进展 |
| 1.2.2 水体富营养化评价方法研究进展 |
| 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 技术路线 |
| 2 研究区概况及实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理自然概况 |
| 2.1.2 流域地质地貌特征 |
| 2.1.3 水文气候特征 |
| 2.1.4 生态治理历程 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 监测点布设 |
| 2.2.2 水质监测指标的选择及测定 |
| 2.3 室内外实验过程 |
| 3 典型水质指标时空分布变化特征 |
| 3.1 典型指标时间变化特征 |
| 3.1.1 TN时间变化特征 |
| 3.1.2 TP时间变化特征 |
| 3.1.3 Chl.a时间变化特征 |
| 3.1.4 SD时间变化特征 |
| 3.1.5 COD时间变化特征 |
| 3.2 典型水质指标空间分布特征 |
| 3.2.1 TN空间分布特征 |
| 3.2.2 TP空间分布特征 |
| 3.2.3 Chl.a空间分布特征 |
| 3.2.4 SD空间分布特征 |
| 3.2.5 COD空间分布特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 乌梁素海湖泊水质评价 |
| 4.1 评价方法 |
| 4.1.1 综合营养指数法 |
| 4.1.2 模糊综合评价法 |
| 4.2 评价结果 |
| 4.2.1 综合营养指数法 |
| 4.2.2 模糊综合评价法 |
| 4.3 小结 |
| 5 乌梁素海水环境影响因素分析 |
| 5.1 湖泊水环境影响因子分析 |
| 5.1.1 主成分分析法原理 |
| 5.1.2 主成分分析结果 |
| 5.2 湖泊富营养化影响因素分析 |
| 5.3 水环境修复与治理措施 |
| 5.4 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 |
（5）关中地区涝池水质评价及其水体治理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 农村涝池发展现状与水体污染情况 |
| 1.3.2 污染水体水质评价方法 |
| 1.3.3 污染水体治理技术研究进展 |
| 1.4 存在问题与不足 |
| 第二章 研究内容与试验设计 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 关中地区涝池发展现状及污染来源调查 |
| 2.1.2 关中地区涝池水体污染状况分析及水质评价 |
| 2.1.3 涝池水体净化研究 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 野外调查 |
| 2.2.2 模拟试验 |
| 2.3 水体测定指标及测定方法 |
| 2.4 数据处理 |
| 2.5 技术路线 |
| 第三章 关中涝池调查及水质评价 |
| 3.1 涝池建设发展状况 |
| 3.1.1 涝池基本特征 |
| 3.1.2 涝池建设形式和管护情况 |
| 3.2 涝池污染来源及水体感官指标 |
| 3.2.1 涝池污染来源调查 |
| 3.2.2 涝池水体感官指标 |
| 3.3 涝池水体污染物特征 |
| 3.4 涝池水质评价 |
| 3.4.1 涝池水质标准指数法评价 |
| 3.4.2 涝池水体污染物贡献率及平均污染指数 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 单项植物措施、化学措施对涝池水体的净化研究 |
| 4.1 植物措施对涝池水体的净化效果 |
| 4.1.1 植物措施对涝池水体TN的净化过程 |
| 4.1.2 植物措施对涝池水体NH_4~+-N的净化过程 |
| 4.1.3 植物措施对涝池水体NO_3~--N的净化过程 |
| 4.1.4 植物措施对涝池水体TP的净化过程 |
| 4.1.5 植物措施对涝池水体PO_4~(3-)-P的净化过程 |
| 4.2 化学措施(Fe Cl_3)对涝池水体的净化效果 |
| 4.2.1 化学措施对涝池水体TN的净化过程 |
| 4.2.2 化学措施对涝池水体NH_4~+-N的净化过程 |
| 4.2.3 化学措施对涝池水体NO_3~--N的净化过程 |
| 4.2.4 化学措施对涝池水体TP的净化过程 |
| 4.2.5 化学措施对涝池水体PO_4~(3-)-P的净化过程 |
| 4.3 植物措施和化学措施对涝池水体污染物的去除率及对比分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 植物-化学(FeCl_3)组合模式对涝池水体的净化研究 |
| 5.1 植物-化学组合模式对涝池水体N类污染物的净化效果 |
| 5.1.1 涝池水体中TN的浓度变化及去除率 |
| 5.1.2 涝池水体中NH_4~+-N的浓度变化及去除率 |
| 5.1.3 涝池水体中NO_3~--N的浓度变化及去除率 |
| 5.2 植物-化学组合模式对涝池水体P类污染物的净化效果 |
| 5.2.1 涝池水体中TP的浓度变化及去除率 |
| 5.2.2 涝池水体中PO_4~(3-)-P的浓度变化及去除率 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 主要结论及不足 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 存在不足及设想 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附表 1 涝池基本特征详表 |
| 附表 2 涝池建设形式和管护情况详表 |
| 附表 3 涝池污染来源调查详表 |
| 附表 4 涝池水体感官指标评价详表 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）再生水补给型城市景观水体生态健康与修复工程效果评价体系构建与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 再生水景观回用现状与发展趋势 |
| 1.2.2 景观水体水生态系统健康评价研究进展 |
| 1.2.3 景观水体水生态修复工程评价研究进展 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容与技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究对象概况 |
| 2.1.1 水生态健康评价研究对象 |
| 2.1.2 水生态修复工程研究对象 |
| 2.2 实验所用药品和仪器 |
| 2.2.1 实验所用药品 |
| 2.2.2 实验所用仪器 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 采样方法及预处理 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.3.3 数据处理方法 |
| 2.3.4 指标评价方法 |
| 2.3.5 评价体系构建方法 |
| 3 再生水补给型城市景观水体水质现状与风险分析 |
| 3.1 河段水文概况 |
| 3.2 河段水质现状 |
| 3.2.1 河段常规水质概况 |
| 3.2.2 河段重金属分析 |
| 3.2.3 河段有机污染物分析 |
| 3.3 河段生态风险分析 |
| 3.3.1 河段重金属生态风险分析 |
| 3.3.2 河段有机物生态风险分析 |
| 3.4 河段浮游植物与底栖动物分析 |
| 3.4.1 浮游植物分析 |
| 3.4.2 底栖动物分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 再生水补给型城市景观水体水生态健康评价研究 |
| 4.1 评价指标体系构建 |
| 4.1.1 城市景观水体生态健康评价方法评述 |
| 4.1.2 再生水补给型城市景观水体水生态健康评价指标构建与数据获取 |
| 4.2 权重确定 |
| 4.2.1 专家打分确定权重 |
| 4.2.2 判断矩阵构造与解析 |
| 4.2.3 层次单排序及一致性检验 |
| 4.2.4 层次总排序及一致性检验 |
| 4.3 评价方法与结果分级 |
| 4.3.1 单一指标评价方法 |
| 4.3.2 评价体系计算方法 |
| 4.3.3 评价结果分级 |
| 4.4 北京南护城河水生态健康评价与诊断 |
| 4.4.1 评价数据获取 |
| 4.4.2 评价结果分析 |
| 4.4.3 案例水生态健康改善建议 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 再生水补给型城市景观水体水生态修复工程评价 |
| 5.1 再生水补给型景观河湖水生态修复工程案例分析 |
| 5.1.1 现有景观河湖水生态修复技术对比 |
| 5.1.2 龙潭湖水生态修复工程 |
| 5.1.3 陶然亭湖水生态修复工程 |
| 5.1.4 潮白河水生态修复工程 |
| 5.1.5 土城沟水生态修复工程 |
| 5.1.6 国内外城市河湖水生态修技术分析与建议 |
| 5.2 评价指标体系构建 |
| 5.2.1 城市景观水体水生态修复工程评价方法评述 |
| 5.2.2 再生水补给型城市景观水体水生态修复工程评价指标构建与数据获取 |
| 5.3 权重确定 |
| 5.3.1 专家打分确定权重 |
| 5.3.2 权重计算 |
| 5.4 评价方法与结果分级 |
| 5.4.1 单一指标评价方法 |
| 5.4.2 评价体系计算方法 |
| 5.4.3 评价结果分级 |
| 5.5 陶然亭湖水生态修复工程评价 |
| 5.5.1 评价数据获取 |
| 5.5.2 评价结果及分析 |
| 5.5.3 陶然亭湖水生态修复工程管理与升级改造建议 |
| 5.6 土城沟水生态修复工程评价 |
| 5.6.1 评价数据获取 |
| 5.6.2 评价结果与分析 |
| 5.6.3 土城沟水生态修复工程管理与升级改造建议 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 公众调查问卷 |
| 附录B 指标权重专家打分表 |
| 附录C 再生水补给型城市景观水体水生态健康评价体系指标权重专家打分结果汇总表 |
| 附录D 定性指标专家评价打分表 |
| 附录E 再生水补给型城市景观水体水生态修复工程评价体系指标权重专家打分结果汇总表 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 致谢 |
（7）滴水湖水生植物原位生态修复技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 富营养化水体的治理进展 |
| 1.2.2 水体生态修复技术的研究进展 |
| 1.2.3 水生植物的根系微生物群落结构研究进展 |
| 1.2.4 耐盐植物的研究进展 |
| 1.2.5 河流健康评价的研究进展 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试植物 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 水生植物净化效果小试实验 |
| 2.2.2 水生植物耐盐能力小试实验 |
| 2.2.3 水生植物生态修复中试工程 |
| 2.2.4 河流健康评价体系构建 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 主要水质指标及水生植物理化指标测定方法 |
| 2.3.2 微生物群落结构分析法 |
| 2.3.3 多指标综合评价法 |
| 2.3.4 层次分析法 |
| 2.3.5 综合健康指数评价法 |
| 2.3.6 数据分析方法 |
| 第三章 水生植物净水能力与耐盐能力小试实验 |
| 3.1水生植物净水能力小试实验 |
| 3.1.1 挺水植物净水实验结果分析 |
| 3.1.2 沉水植物净水实验结果分析 |
| 3.1.3 浮叶植物净水实验结果分析 |
| 3.2 水生植物耐盐能力小试实验 |
| 3.2.1 挺水植物耐盐实验结果分析 |
| 3.2.2 沉水植物耐盐实验结果分析 |
| 3.2.3 浮叶植物耐盐实验结果分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 水生植物原位生态修复中试工程建设及效果评估 |
| 4.1 研究区域 |
| 4.1.1 研究区域概况及采样点的布设 |
| 4.1.2 示范点水质本底值调查 |
| 4.2 生态修复工程方案设计 |
| 4.2.1 景观水体缓冲区的构建 |
| 4.2.2 挺水-浮叶植物组合净化区的构建 |
| 4.2.3 挺水-沉水-浮叶植物组合净化区的构建 |
| 4.2.4 水下森林区的构建 |
| 4.2.5 乡土植物种植区的构建 |
| 4.3 中试修复工程运行效果 |
| 4.3.1 示范区TN、NH4+-N、TP及 CODMn的变化 |
| 4.3.2 示范区其他指标变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 示范段河流健康评价指标体系构建 |
| 5.1 河流健康评价指标体系的构建 |
| 5.1.1 评价指标选取的原则 |
| 5.1.2 指标体系构建步骤 |
| 5.1.3 评价指标的筛选及评价标准 |
| 5.1.4 评价指标权重的确定 |
| 5.2 示范段河流健康评价结果 |
| 5.2.1 水质特征 |
| 5.2.2 河流结构特征 |
| 5.2.3 生态特征 |
| 5.2.4 社会服务功能 |
| 5.2.5 滴水湖C港引水河道示范区修复前后的健康评价 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（8）铜绿微囊藻的生长影响因素及控制应用基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 景观水体的功能及问题 |
| 1.1.1 景观水体的功能 |
| 1.1.2 景观水体的问题 |
| 1.2 景观水体富营养化现状 |
| 1.2.1 国外景观水体富营养化现状 |
| 1.2.2 国内景观水体富营养化现状 |
| 1.3 浮游生物概述 |
| 1.3.1 浮游植物 |
| 1.3.2 浮游动物 |
| 1.3.3 影响浮游生物的因素 |
| 1.4 富营养化的危害及控制技术 |
| 1.4.1 富营养化的危害 |
| 1.4.2 水体富营养化控制技术 |
| 1.5 微纳米曝气技术 |
| 1.5.1 微纳米气泡 |
| 1.5.2 微纳米曝气应用 |
| 1.6 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究来源及目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 实际景观水体中铜绿微囊藻的生长影响因素研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 调研对象 |
| 2.2.2 采样 |
| 2.2.3 分析与鉴定 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 景观水体水质的变化规律 |
| 2.3.2 景观水体水质评价 |
| 2.3.3 浮游生物种类及变化规律 |
| 2.3.4 藻类与水质因子、浮游动物的相关性分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 实验室规模的铜绿微囊藻生长因素影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 藻种来源 |
| 3.2.2 模拟景观水对铜绿微囊藻生长的影响 |
| 3.2.3 实际水体中浮游动物对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.2.4 样品测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 景观水中氮磷浓度及比例对铜绿微囊藻生长的影响 |
| 3.3.2 浮游动物对铜绿微囊藻的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 实际水体藻类的微纳米曝气控制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 含藻水来源 |
| 4.2.2 微纳米曝气机介绍 |
| 4.2.3 试验设置 |
| 4.2.4 样品的采集与测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 微纳米曝气对溶解氧及温度的影响 |
| 4.3.2 微纳米曝气对水质的影响 |
| 4.3.3 微纳米曝气对藻密度及种类的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士期间发表论文 |
（9）再生水补给条件下城市景观水体的水质特征与调控技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 城市景观水体概述 |
| 1.1.1 城市景观水体的功能和分类 |
| 1.1.2 城市景观水体建设现状 |
| 1.2 城市景观水体水环境现状 |
| 1.2.1 城市景观水体补给水源 |
| 1.2.2 城市景观水体水质现状 |
| 1.2.3 存在的主要问题和发展趋势 |
| 1.3 再生水补给景观水体现状 |
| 1.3.1 再生水水质与水体水环境需求的协调 |
| 1.3.2 再生水补给景观用水的现状 |
| 1.3.3 再生水补给景观用水存在的主要问题 |
| 1.4 再生水补给景观水体影响水质的关键因素 |
| 1.4.1 营养盐 |
| 1.4.2 环境因子 |
| 1.4.3 微量有机污染物 |
| 1.4.4 水动力学 |
| 1.5 课题的来源、研究目的及研究内容 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 典型景观水体水质特征分析 |
| 2.1.1 全国代表性城市景观水体调研 |
| 2.1.2 典型景观水体监测与分析 |
| 2.2 试验方案 |
| 2.2.1 再生水中营养物对藻类生长的影响机制模拟试验 |
| 2.2.2 再生水补水对景观水体水质影响模拟试验 |
| 2.2.3 再生水补水型景观水体的原位净化和异位处理模拟试验 |
| 2.3 分析测试与评价方法 |
| 2.3.1 分析测试指标 |
| 2.3.2 评价指数分析 |
| 2.4 MIKE 21 FM模型应用与优化 |
| 3 城市景观水体水质基准研究 |
| 3.1 城市景观水体的水域与水质特征 |
| 3.1.1 城市景观水体的水域特征 |
| 3.1.2 城市景观水体的感官指标特征 |
| 3.1.3 城市景观水体的物理化学特征 |
| 3.1.4 基于PCA分析的城市景观水体水质评价 |
| 3.2 再生水补给型景观水体的水质特征 |
| 3.2.1 再生水补给对景观水体感官性状影响特征 |
| 3.2.2 再生水补给对景观水体藻类生长的影响特征 |
| 3.2.3 再生水补给对景观水体毒性和风险的影响特征 |
| 3.3 城市景观水体环境功能与地表水环境质量标准的适用性研究 |
| 3.3.1 地表水环境质量标准的局限性 |
| 3.3.2 基于城市景观水体景观功能的水质控制指标研究 |
| 3.4 城市景观水体水质基准建议值的确定 |
| 3.4.1 关键水质基准的确定方法 |
| 3.4.2 城市景观水体水质基准建议值的制定 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 再生水补水对城市景观水体水质的影响研究 |
| 4.1 营养物对藻类生长的影响研究 |
| 4.1.1 常量氮磷元素对藻类生长的影响 |
| 4.1.2 微量金属元素对藻类生长的影响 |
| 4.1.3 基于水质矩阵法的影响因子评价 |
| 4.2 不同再生水补水条件对水体的影响研究 |
| 4.2.1 感官性状变化规律 |
| 4.2.2 水质指标变化规律 |
| 4.2.3 水质基准参数变化规律 |
| 4.3 不同换水周期对水体的影响研究 |
| 4.3.1 感官性状的变化规律 |
| 4.3.2 水质指标变化规律 |
| 4.3.3 水质基准参数变化规律 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 再生水补水型城市景观水体原位净化和异位处理技术研究 |
| 5.1 曝气增氧自净强化技术研究 |
| 5.1.1 水体环境容量分析 |
| 5.1.2 水体环境复氧和颗粒物沉降特性 |
| 5.1.3 理论需氧量分析 |
| 5.1.4 曝气对水体透明度的影响 |
| 5.2 生态-生物多元组合原位净化技术研究 |
| 5.2.1 生态-生物多元组合原位净化原理 |
| 5.2.2 生态-生物多元组合原位净化效果分析 |
| 5.2.3 载体生物膜特性及作用机制 |
| 5.3 旁路循环异位处理技术研究 |
| 5.3.1 旁路循环异位处理原理 |
| 5.3.2 旁路循环处理技术处理特性分析 |
| 5.3.3 旁路循环系统最优循环处理量研究 |
| 5.4 城市景观水体景观功效提升综合对策研究与案例分析 |
| 5.4.1 城市景观水体景观功效提升综合对策研究 |
| 5.4.2 城市景观水体景观功效提升案例分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与创新点 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 :博士期间发表论文情况 |
| 附录2 :博士期间发明专利情况 |
| 附录3 :博士期间获得的科技奖励 |
| 附录4 :博士期间参与的科研项目 |
（10）缓滞水体生物膜曝气-生态浮床组合净化效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义及目的 |
| 1.2 国内外河道治理技术研究综述 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 化学方法 |
| 1.2.3 生物方法 |
| 1.2.4 生态方法 |
| 1.2.5 生态浮床技术 |
| 1.2.6 MABR技术 |
| 1.3 研究内容 |
| 第二章 物理模型试验设计 |
| 2.1 试验方案设计 |
| 2.1.1 不同类型装置的净化试验 |
| 2.1.2 不同水动力条件下的净化试验 |
| 2.1.3 不同布设间距下的净化试验 |
| 2.2 物理模型装置构建 |
| 2.2.1 小尺度物理模型 |
| 2.2.2 大尺度物理模型 |
| 2.3 试验材料及检测方法 |
| 2.3.1 生态浮床的制作及选择 |
| 2.3.2 生物膜丝的安装及挂膜 |
| 2.3.3 试验用水的配制 |
| 2.3.4 分析检测方法 |
| 第三章 不同类型装置的净化效果研究 |
| 3.1 不同装置对DO的影响 |
| 3.2 不同装置对氮素的净化效果 |
| 3.3 不同装置对TP的净化效果 |
| 3.4 不同装置对COD_(Mn)的净化效果 |
| 3.5 不同装置对叶绿素a的影响 |
| 3.6 不同装置对水体表观色度的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 动水条件下的净化效果研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同水动力条件下生态浮床的净化效果 |
| 4.2.1 生态浮床对氮素的净化效果 |
| 4.2.2 生态浮床对TP的净化效果 |
| 4.2.3 生态浮床对COD_(Mn)的净化效果 |
| 4.3 不同水动力条件下MABR的净化效果 |
| 4.3.1 MABR对氮素的净化效果 |
| 4.3.2 MABR对 TP的净化效果 |
| 4.3.3 MABR对 COD_(Mn)的净化效果 |
| 4.4 不同水动力条件下MABR-生态浮床组合装置的净化效果 |
| 4.4.1 MABR-生态浮床组合装置对氮素的净化效果 |
| 4.4.2 MABR-生态浮床组合装置对TP的净化效果 |
| 4.4.3 MABR-生态浮床组合装置对COD_(Mn)的净化效果 |
| 4.5 不同布设间距下MABR-生态浮床组合装置的净化效果 |
| 4.5.1 MABR-生态浮床组合装置对氨素的净化效果 |
| 4.5.2 MABR-生态浮床组合装置对TP的净化效果 |
| 4.5.3 MABR-生态浮床组合装置对COD_(Mn)的净化效果 |
| 4.5.4 MABR-生态浮床组合装置对DO的影响 |
| 4.6 MABR-生态浮床组合装置的布置方案 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 参加科研情况及发表论文情况说明 |
| 致谢 |
四、生物技术治理富营养化景观水体的研究（论文参考文献）
- [1]景观水体中微生物激活对藻类控制及沉水植物恢复的影响机制研究[D]. 袁一晖. 上海应用技术大学, 2021
- [2]关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究[D]. 柳宁. 西安科技大学, 2021(02)
- [3]水源对景观水体水质底泥的影响及底泥原位修复方法研究[D]. 魏海杉. 西安建筑科技大学, 2021
- [4]2013-2020年乌梁素海水环境指标变化特征及趋势分析[D]. 周茜. 内蒙古农业大学, 2021(02)
- [5]关中地区涝池水质评价及其水体治理研究[D]. 张帅. 西北农林科技大学, 2021
- [6]再生水补给型城市景观水体生态健康与修复工程效果评价体系构建与应用[D]. 张瑞. 北京林业大学, 2020(01)
- [7]滴水湖水生植物原位生态修复技术研究[D]. 陈金焕. 华东师范大学, 2020(12)
- [8]铜绿微囊藻的生长影响因素及控制应用基础研究[D]. 李佳峻. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [9]再生水补给条件下城市景观水体的水质特征与调控技术研究[D]. 刘言正. 西安建筑科技大学, 2019
- [10]缓滞水体生物膜曝气-生态浮床组合净化效果研究[D]. 孙亚楠. 天津大学, 2018(06)