一、松花江水质因子分析及动态变化(英文)（论文文献综述）
李燕[1]（2021）在《七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估》文中指出药物已被广泛应用于人类健康、畜牧养殖和食品加工等方面,成为与人类生活密切相关的化合物种类之一。近年来,在地表水和地下水等环境水相中检测到的药物污染物种类及浓度水平越来越高。这些物质不仅对水体环境和水生生物产生不利影响,甚至影响整个生态系统和人类健康,因此对药物产生的潜在毒性和环境影响研究成为近年来国内外研究热点。本研究围绕中国七大河流中优先控制药物筛选、基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性研究和污水深度处理工艺去除优先控制药物的毒性及环境影响评价等方面开展了相关研究,为研究人员和监管机构提供关于药物对人类和生态健康风险的指导,同时克服传统环境影响评估方法的片面性和局部性,为污水处理厂提标改造工程的规划和决策提供环境影响的科学依据。基于中国药物使用、污染及深度处理现状,采用综合评分法,选取实际环境浓度、环境暴露风险和生态影响作为指标,建立了中国七大河流中优先控制药物筛选体系,并通过筛选体系确立了包括10种抗生素（红霉素、脱水红霉素、阿奇霉素、克拉霉素、甲氧苄啶、磺胺甲恶唑、乙酰磺胺甲恶唑、环丙沙星、诺氟沙星、头孢唑啉）、3种消炎药物（布洛芬、双氯酚酸、吲哚美辛）和1种降血脂药（苯扎贝特）在内的中国七大河流中优先控制药物清单。通过研究发现,抗生素是中国七大河流中风险最高的药物种类,磺胺类则是中国七大河流中风险最高的抗生素类别。此外,长江、珠江和海河流域的药物污染程度高于其他流域,珠江流域对水生生物的潜在风险最高,松花江和海河流域的潜在风险最低。本研究对中国七大河流中药物的分布特征和健康风险进行了系统研究,为我国流域中药物污染的管理和调控提供了新型决策支持体系。基于药物理化特性、降解速率、生物蓄积性、生态毒性和人体毒性等输入参数,利用USEtox模型进行39种药物的生态毒性和人体毒性特征化因子分析,并分析了我国七大河流中药物的潜在毒性影响。在我国七大河流中磺胺类和大环内酯类抗生素是生态毒性影响最高的药物种类,其生态影响分别在ND-1.29×10-6CTUe和3.96×10-8-9.37×10-7 CTUe之间。喹诺酮类抗生素和消炎药是人体毒性影响最高的药物种类,其人体影响分别在2.67×10-17-4.09×10-15 CTUh和ND-5.98×10-12 CTUh之间。对造成流域中药物污染现状的排放源进行分析,基于综合评分法,选取预测环境浓度、药物去除率、生态影响和健康影响四个指标,确立了适用于中国污水处理厂的优先控制药物清单。采用USEtox方法和CML2001方法分别对颗粒活性炭、纳滤和臭氧氧化三种污水深度处理工艺去除包含优先控制药物在内的39种药物的毒性影响和环境影响进行评价,确定纳滤工艺去除药物生态及人体毒性影响效果最佳且产生的环境负荷最小。纳滤工艺对进水中药物生态和人体毒性分别降低了92%和95%,且运行过程中产生毒性影响最小,电力和化学物的生产使用是造成毒性影响和环境影响的关键因素。电力对非生物性资源耗损、全球气候变暖、臭氧层损耗和光化学烟雾等环境影响类别的贡献度最大,分别为88.25%、87.16%、73.38%和76.36%;化合物对酸化效应和富营养化等环境影响类别的贡献度最大,分别为60.20%和59.55%。
郭子扬[2]（2020）在《呼伦湖水环境状况时空演化及其成因分析》文中进行了进一步梳理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%。
胡宁[3]（2020）在《东北地区生态城镇化发展研究》文中指出东北地区是中国发展最早的老工业基地,由于工业化起步比较早所以带来了城镇化的发展和进步,东北地区的城镇化率从全国范围来看,一直处在比较高的水平。进入到21世纪以后,东北经济由于受计划经济影响较大出现了很多不适,和发达省份相比差距越来越大,城镇化发展也开始逐渐放缓。国家适时提出了振兴东北老工业基地战略,东北地区重现了生机和活力。受到经济全球化的影响,我国经济发展进入新常态时期,产业结构需要转型升级,经济发展需要从量的增长到质的提高。东北地区由于产业结构比较单一,长期以来一直是以重工业为主,转型发展比较困难,经济下行压力巨大,同时出现了城镇化发展缓慢,人才外流的现象。东北地区资源型城市比较多,转型面临着更大的困难。2013年国家提出新一轮东北振兴战略,同时一带一路建设给东北地区带来了新的发展契机。在国家提出将生态文明理念融入到城镇化发展当中之后,东北地区生态城镇化发展势在必行。东北地区的城镇化发展经历了五个阶段,1949年到1957年为快速启动阶段,1958年到1965年为剧烈波动阶段,1966年到1978年为倒退阶段,1979年到2002年为再次快速发展阶段,2003年至今为速度放缓阶段。具有这样几个问题,包括城镇化发展质量不优,效率不高;城市群竞争力不强,大城市缺乏辐射带动功能;城镇化发展不均衡、城市之间发展差距较大。并且分析了产生这些问题的原因,得出东北地区必须要走生态城镇化发展之路。生态城镇化是推动地区实现可持续发展的必然选择。通过对生态城镇化的人口-生态-产业协同机理分析,对东北地区发展生态城镇化的政策基础、人口与社会因素、资源与生态环境因素、经济与产业因素进行分析,运用因子分析法与熵权法结合的方法建立东北地区生态城镇化水平评价模型,把东北地区生态城镇化分为三个子系统,人口子系统、生态子系统和产业子系统,得出东北地区生态城镇化水平。再用系统动力学模型进行模拟仿真,通过仿真预测,认为生态城镇化是适合东北地区发展的城镇化道路。对于东北地区生态城镇化发展的对策思路,本文提出了四个方面。一是以城市群为主体推动生态城镇化,包括科学合理规划城市群的空间布局,打通城市群交通网络,整合城市群资源,加快推进产业集群的发展,按照生态功能分区有序推进生态城镇化。二是加快产业结构优化升级,包括传统产业转型升级,大力发展战略性新兴产业,加强产业政策的科学性水平。三是推动产业生态化和生态产业化协调发展,包括改善生态环境,构建生态农业旅游区,建设生态工业园,发展生态旅游业。四是强化资源环境的持续承载能力,包括推行资源节约、环境友好型发展模式,发展循环经济。
李振德[4]（2020）在《原位光谱水质分析远程监控系统研究》文中研究指明随着国家科学技术的迅猛发展,生态环境污染的威胁也逐渐增加,工业废水、市政排水和农业用水带来的污染越来越危及人们的健康。原位水质分析技术通过对水体紫外光波段的光谱检测,获取原始水样中的污染物信息,适用于地表水质的实时在线监测。本文利用一种浮标式在线远程水质监测方法,设计了一套紫外光谱、水质多参数信息在线采集的原位监测系统。该系统由紫外多光谱监测设备、多参数水质传感器、数据传输系统、太阳能供电系统和监控服务器等五部分组成,实现了对水中的电导率、COD、水温、溶解氧等多参数进行实时在线监测。其次利用邻苯二甲酸氢钾溶液对光谱设备进行了建模校准,建立多元统计分析模型以及光谱似然度分析模型,并对天津大学敬业湖进行为期一年多的在线监测,利用因子分析方法探讨了敬业湖的各项水质参数变化情况,分析了不同季节下敬业湖主要污染因子。基于对五个不同水域的水质进行监测,利用光谱相似度方法分析了不同水域之间的差异,通过因子分析寻找主要污染光谱带。最后通过建立远程监控系统和因子分析模型开展了污染源监测实验。本文所开展的原位浸入式实时在线水质监测的工作,较于传统监测方法,具有实时性、高效性、集成度高、无化学试剂无二次污染等优点,远程传输系统提高了数据传输效率,提升了数据处理的能力。本文所建立的多元统计分析模型和光谱似然度模型对污染分析提供了一种简单有效的方法。综上所述,本文开展了紫外光谱、水质多参数远程数据采集系统的研究,经过对人工湖泊的长期监测,验证了该系统工作稳定、信息全面,期待能够在未来在地表水的水质监测管理中发挥更大的作用。
张延成[5]（2020）在《基于遥感的黑龙江省松嫩平原黑土耕地辨识与水土流失评价》文中研究说明黑龙江省是我国重要的商品粮基地,地处世界仅存的四大黑土带之一,耕地面积居全国之首。研究区域位于黑龙江省松嫩平原黑土核心区,总面积15.78×104km2,其中耕地8.81×104km2,包括哈尔滨（局部）、齐齐哈尔、大庆、绥化、黑河（局部）5个地级行政区、33个市县。本区地带性土壤以黑土、黑钙土为主,宜耕性强,自然禀赋优越,但长期以来不合理的开发利用,过度索取,导致黑土理化性状和生态功能严重退化,黑土区正在由“生态功能区”转变为“生态脆弱区”,水土流失已成为该区农业可持续发展的突出制约因素。本论文采取遥感与信息化手段,借助大地域、多尺度、高时空分辨率遥感数据及土壤侵蚀模型判别技术,并与DEM数据、土地利用、行政区划、高程分带、土壤分类矢量数据融合叠加,创建生成黑土区耕地水土流失地理空间数据集,揭示了黑龙江省松嫩平原黑土耕地水土流失赋存状态、消长态势及空间分异格局,为我省实施黑土地保护,维持耕地红线,开展耕地水土保持监测提供了基础支撑。为评估水土流失防治效果、优化水土保持工程布局,巩固水土流失治理成果提供了科学依据。1、明确了黑龙江省松嫩平原黑土耕地本底及现状分布。经遥感辨识与GIS分析,2000年黑龙江省松嫩平原黑土耕地面积本底为79560.58km2,耕地水土流失面积本底为39758.59km2,占耕地总面积的50%。耕地年侵蚀总量可达到4680×104t/a,相当于年损失15600hm2耕地。2019年黑土区耕地面积现状为88050.56km2,占区域总面积的55.8%。按坡度分级划分,黑土区<0.25°的耕地占耕地面积的69.3%,>15°耕地占耕地面积的0.01%。按高程分带划分,黑土耕地主要分布于松嫩平原中部海拔100-200m之间,占耕地总面积的55.1%。按土壤类型划分,黑土区耕地的主要地带性土壤为黑土,其次为黑钙土、暗棕壤,分别占耕地面积的30.7%、18.2%、9.1%。2、揭示了松嫩平原黑土耕地消长态势及演变特征。采用GIS叠置分析技术,经对两个时间节点遥感数据对比分析,黑龙江省松嫩平原黑土耕地面积由2000年的79502.73km2增加到2019年的88050.56km2,其变化量概括为:一是其它土地类型转变为耕地21449.17km2;二是耕地转出其它土地12901.87km2。总体而言,本区耕地面积的相对变量有限增长,但耕地转入转出的绝对变量变幅较大,尤其是部分可能引发逆向效应的指标（如林地草原开垦、湿地开发）和局部地区（如黑河市）表现突出。3、明确了松嫩平原黑土耕地水土流失现状、消长态势及演变特征。采用CSLE和耕地风蚀模型,结合相关要素的数字化成果对耕地水土流失强度开展图斑尺度的解算分析。结果显示:2019年松嫩平原黑土耕地水力风力侵蚀总面积36676.55km2,占耕地总面积的41.7%。其中:水力侵蚀面积32651.29km2,主要分布在松嫩平原北部、东部漫川漫岗农业区;风力侵蚀面积4025.26km2,主要分布在松嫩平原西部农牧风沙区。评价时段2000年～2019年跨度内,黑土区耕地水土流失面积由2000年的39758.59km2降低到2019年的36676.55km2,按各级强度级别消长态势划分,其中轻度侵蚀变化量为+7638.40km2,中度侵蚀变化量为-9241.10km2,强烈侵蚀变化量为-1701.48km2,极强烈侵蚀变化量为+32.39km2,剧烈侵蚀变化量为-3675.14km2。水土流失演变整体形势趋缓。4、开展水土流失防治效果遥感评价。基于黑土耕地辨识与消长态势研判,耕地水土流失目前仍为本区农业可持续发展的制约性因素,亟待开展水土保持成效评价,指导水土流失科学治理,采用遥感数据与水土保持监测成果,通过典型剖析与宏观调查开展水土保持效果评价。结果显示:2010年以来,黑土耕地实施水土保持重点工程累计治理面积453.45km2。农发工程实施水土保持耕作措施2598.36km2。耕地水土流失面积由2000年的39758.59km2降低到2019年的36676.55km2,其中,中度以上水土流失面积减少了 14485.33km2,减幅为64.5%,治理区各项工程年可拦蓄径流总量31795.26×104m3/a,保土总量达651.37×104t/a,相当于年可减少损失黑土耕地1736.98hm2。5、提出区域水土流失防治策略基于项目研究成果,针对评价时段内耕地转入转入消长变化强烈、典型黑土区水土流失敏感性和脆弱性分析,以及多年治理出现水土流失中强度面积减少、轻度面积增加的特征规律,通过对社会管理机制和政策环境的剖析,分别提出了优化国土空间开发策略,防止耕地转入转出变幅扩大;集中优势资源,开展典型黑土区耕地水土流失规模化治理;提高标准,多元投入,加快水土流失治理步伐等防治策略。为做好区域水土保持工作,保护黑土耕地提出了科学建议。目前,黑龙江省黑土41.7%的耕地处于水土流失胁迫之下,当前及未来一段时期,黑土耕地将长期面临水土流失加剧和耕层变薄的严峻挑战,应加大对黑土保育科技支撑项目的扶持力度,加快黑土区生态环境整治与水土流失治理,保护黑土地,筑牢北大仓。
温薇[6]（2019）在《黑龙江省跨区域生态补偿协调机制研究》文中研究表明生态补偿作为调整生态环境与各利益主体之间关系的一种政策体制,是协调生态保护和生态经济发展的重要举措,已逐步成为生态文明建设的新型激励机制。党的十八大、十九大以来,随着经济、政治、文化、社会、生态“五位一体”总布局的确立,生态补偿在生态文明建设方面更加凸显出举足轻重的位置,生态补偿机制的建立已上升到国家战略层面。近年来,我国积极探索地区间的生态补偿机制,实现了从原来的政策推动到现在法律规制的转变,倡导建立多元化的生态补偿协调机制,但基于利益相关者的复杂关系,除实践较多的跨流域生态补偿外,跨地域、跨功能区等方式的生态补偿实践却寥寥无几,相关的理论研究也凤毛麟角,我国有效的跨区域生态补偿机制并未形成。黑龙江省作为林业生态大省,拥有丰富的林业资源,但由于省内区域间的功能定位和发展方向不同,导致区域间资源配置不均衡现象尤为突出,特别是主体功能区间生态服务功能和生态效益的不均衡。因此,充分发挥黑龙江省国有林区的优势,建立黑龙江省跨区域生态补偿协调机制已然势在必行。本文以黑龙江省为样本调研区域,在已有生态补偿机制理论研究和跨流域生态补偿实践经验的基础上,探究黑龙江省跨区域生态补偿协调机制,即跨越黑龙江省不同区域空间范围,通过科学调控、协调互补等手段,以政府、公众、企业为补偿主体,主体功能区为补偿客体,市场为导向,建立公众参与机制、企业参与机制、政府协商机制、跨区域管理优先级机制、生态合作和生态交易等跨区域生态补偿协调机制,实现区域间资源均衡配置,促进环保和经济协调发展。本文基于对国内外相关文献的查阅、收集和整理,归纳评述了跨区域生态补偿协调机制的研究现状,在博弈理论、协同理论和区域协调理论等全新理论指导下,系统的采用ArcGIS空间分析、验证性因子分析、问卷调查等统计分析方法,以实现区域经济均衡和生态建设协调为切入点,重点从公众和社会视角开展研究,确定不同利益主体协同演进为趋向的作用机理。从博弈视角出发,侧重研究跨区域生态补偿主客体的利益关系,逻辑关系,社会、公众的支付意愿、主体功能区之间的补偿协调方案、政策执行、协调机制构建与运行等内容中寻找协调路径。同时,基于调研数据对黑龙江省哈尔滨、大庆、齐齐哈尔、大兴安岭、小兴安岭、牡丹江、双鸭山、绥化等8个不同地区进行了差异化分析,运用离差系数最小化模型、CVM调查法、探索性分析、结构方程模型全面计量了功能区之间的协调度和支付意愿值,从公众角度测算跨区域生态补偿协调标准;围绕哈大齐工业走廊与大小兴安岭实施跨区域生态补偿协调机制运行的预期效果分析,梳理省域范围下不同区域之间补偿协调过程中存在的问题,提倡企业在发展受限时可以通过为生态服务付费,买卖碳排放权等跨区域生态补偿方式破解企业发展受限难题;最终针对黑龙江省跨区域生态补偿的协调保障进行了探讨,提出不断优化跨区域生态补偿协调的平台建设、加快建立跨区域生态补偿的多元投资机制、持续完善跨区域生态补偿的产业政策体系、构建不同主体之间的跨区域生态补偿协调的合作机制、建立跨区域生态补偿评价和反馈系统等构成的黑龙江省跨区域生态补偿协调机制保障体系。本文旨在突破区域限制,拓宽生态补偿协调渠道,提出具有科学性和建设性的协调机制和保障体系,促使黑龙江省跨区域生态补偿协调得到推广使用,为黑龙江省的生态补偿改革提供一定的指导与借鉴,完善我国跨区域生态补偿协调机制的理论研究和实践探索。
方敏[7]（2019）在《三江平原松花江-挠力河流域浅层地下水“三氮”污染形成过程研究》文中研究指明三江平原是我国重要的商品粮生产基地,目前区域浅层地下水存在较突出的“三氮”污染问题,势必制约当地社会-经济-环境可持续发展,影响我国的粮食安全。该文以三江平原松花江-挠力河流域为研究区,在分析研究区浅层地下水历史“三氮”污染特征的基础上开展“灌区-区域”多尺度野外调查工作,分析现状年浅层地下水“三氮”分布规律,采用多元统计分析法揭示污染分布的主控因素,采用水化学、同位素等综合识别方法识别氮污染来源,对污染形成过程进行解析、概化、模拟,从而评估区域地下水氮污染风险,为当地氮污染防治工作的开展提供科学依据。研究主要得到以下结论:（1）土地利用类型、采样井深度对“三氮”分布有较大的影响,表现为:居住用地下伏地下水硝态氮含量显着高于农田,氨氮反之;氨氮超标点在采样井深度较大的样品中更常见,硝态氮反之。在空间分布上,挠力河流域以氨氮污染为主,松花江流域以硝态氮污染为主,高浓度氨氮监测点分布在施肥量较大、农业开发较早的地区,硝态氮超标区则主要分布在人口密集区域;从7月（作物生长期）到10月（作物成熟期）,全区氨氮、硝态氮污染问题减缓,典型灌区单井动态变化规律不一致,综合分析认为其受施肥活动、降雨、水田排水后土壤氧化还原环境的改变、井灌停止后区域地下水流向变化等因素的影响。（2）控制全区氨氮分布的主要因素是地表粘土层厚度和所处流域,硝态氮分布则是生活污染、含水层氧化还原环境、所处流域;对于松花江流域典型灌区,氨氮分布主控因素是含水层的氧化还原环境,硝态氮分布的主控因素则包括地表生活污染源分布、含水层氧化还原环境、取样井深度;对于挠力河流域典型灌区,氨氮污染主控因素为农业污染,硝态氮污染主控因素为生活污染与含水层氧化还原环境。（3）浅层地下水氨氮污染主要来源于水田所施用的铵肥、尿素等化肥,硝态氮污染则主要来源于农村生活污染、牲畜粪便、园地中有机氮肥的施加、旱田氮肥的施加等。（4）根据土地利用类型（水田、旱田、居住用地）、包气带环境（氧化、还原）、含水层环境（氧化、还原）将研究区地下水“三氮”污染形成过程概化为12种模式,对各模式下浅层地下水氨氮和硝态氮的污染风险进行了分析,认为在“水田-包气带还原作用占优-含水层反硝化作用占优”模式下氨氮风险最大,在“居住用地-包气带氧化作用占优-含水层硝化作用占优”模式下硝态氮污染风险最大。（5）运用Hydrus-1D数值模型对12种污染形成模式进行模拟刻画,根据模拟结果将各模式下氨氮与硝态氮污染风险分为四个级别,绘制了研究区氨氮、硝态氮污染风险分布图。
姜明岑[8]（2019）在《基于水质指标的流域水环境预警技术研究与应用》文中指出流域水环境预警技术是流域水环境监控与管理的重要技术支撑。目前我国流域水环境预警体系还不完善,典型流域缺乏有针对性的预警指标和阈值,阻碍了我国流域水环境监测预警工作的发展。针对我国流域水环境监控与管理的需求,依托国家地表水环境质量监测网络工作基础,对基于水质指标的流域水环境预警技术进行了研究。分别从流域水环境预警体系构建技术,水质预警指标筛选技术和水质预警指标阈值制定技术3个方面进行了研究与应用分析。选择松花江流域作为案例研究对象,构建了松花江流域预警体系,并通过“松花江流域水质预警平台”对技术与体系进行了应用和验证,得到以下主要结论:（1）基于水质指标的流域水环境预警体系的目标是对水环境质量达标情况及水质变化趋势的监控,因此流域水环境污染特征是体系预警指标筛选与阈值制定的基础。通过频度分析法构建了流域污染源排放特征分析方法,采用聚类分析和改进的自组织映射法构建了流域水质时空特征分析方法,改进后的方法可根据数据原始信息自动生成网格拓扑结构,保留了原始数据重要信息并能体现分类结果的层次性。对松花江流域水环境污染特征进行了应用分析,结果表明:嫩江子流域CODCr、氨氮、总氮、挥发酚、砷、铅和汞排放较为突出;第二松花江子流域总磷、石油类、镉、总铬和六价铬排放较为突出;松花江干流子流域挥发酚和氰化物的排放较为突出。松花江流域水质总体呈逐年好转趋势,15年间水质变化可为3个时间段及3种水质情况。其中,肇源和嫩江口内断面水质状况最差,白旗、白沙滩、江桥和浏园断面水质状况较好,其余断面水质状况处于中等状态。根据最终分析结果,结合断面空间分布情况,将研究区域划分为成了3个等级的预警分区。（2）结合层次分析法和重要指标筛选法建立了水质预警指标筛选方法,可对同一整体的预选指标从不同因素上进行交叉赋权,最终结果体现了多重因素对筛选指标的综合影响。构造了水质预警指标筛选系统层次结构,研究了准则层和指标层判断矩阵的构造方法。在构造水质特征因素下的指标层判断矩阵时,采用主成分分析/因子分析法对水质时空特征分析结果进一步进行了分析,并采用相关性分析对表达重复的因子进行了剔除。对松花江流域进行应用分析,筛选结果为:一级预警分区预警指标为氨氮、DO、CODMn、CODCr、BOD5、总磷、汞和氟化物;二级预警分区预警指标为氨氮、CODCr、DO、石油类、氟化物、p H值、总磷、BOD5和CODMn;三级预警分区预警指标为BOD5、总磷、CODCr、氨氮、石油类、电导率、水温、DO和CODMn。突破了水质预警指标阈值仅设置为浓度限值的传统方法,增加了模型参数阈值作为预警指标阈值的方法。构建了标准限值模型、统计限值模型、趋势变化模型和概率密度模型作为水质预警指标阈值制定的数学模型。依据预警指标的历史数据性质选择合适的阈值模型,分别对各个预警指标进行了阈值计算。（3）以松花江流域作为案例研究对象,收集分析了研究区域的水质监测数据和污染源监测统计数据,对流域水环境污染特征及预警指标筛选与阈值制定结果进行了总结,构建了松花江流域预警体系。依托国控自动监测站实时监测数据,将松花江流域预警体系和水质预警指标阈值制定技术集成到“松花江流域水质预警平台”中进行应用实现,并对典型预警实例进行了分析。分析结果表明,体系成功地对真实污染事件进行了预警,并且与传统预警,即按照“超过标准值”判定的预警相比较,在氨氮超出标准限值前,提前了6小时发现数据异常趋势,为预警应急工作争取了宝贵时间,从而验证了体系和技术的实用性与有效性。
穆光熠[9]（2019）在《河流水体CDOM光学特性及其对生态环境要素的响应》文中研究指明有色可溶性有机物（Chromophoric dissolved organic matter,CDOM）,是溶解有机物（DOM,dissolved organic matter）中有色的部分,是水体中一类重要的紫外波段光与可见光蓝光部分的吸收物质,其浓度和组成能显着改变水下光场,进而影响整个水体生态系统。不同的水体,由于浮游生物等内源和地表径流等外源物质不同,其CDOM的浓度和组成成分也各不相同。河流作为联系陆地和海洋的重要纽带,河流等内陆水体的CDOM的研究越来越受到重视。鉴于早期CDOM研究主要集中在海洋和海湾,对内陆河流水体CDOM光学特性研究较少,生态环境因子和人为活动对其影响鲜有报道的现状,本文以2015-2017年在青藏高原河流、东北平原河流以及长白山区城市河流段采集的水体样品为研究对象,以CDOM时空特征、来源及组成以及生态环境要素等对其的影响为主要研究内容,探讨了青藏高原河流、东北平原河流以及长白山区城市河流段的CDOM光学特性及环境因素对其的影响,以期为更好的全面理解内陆不同地域水体水质变化特征提供依据,并为不同河流水资源管理与生态系统保护方针制定提供参考依据。主要研究结果如下:不同河流水体水质研究发现,青藏高原河流、平原河流和山区城市河流的有机碳（DOC）浓度分别为2.89 mg L-1、7.77 mg L-1和16.49 mg L-1,其中DOC浓度大小表现为山区城市河流>平原河流>青藏高原河流。青藏高原河流的电导率（EC）有高于平原河流和山区城市河流的趋势,且呈现相对更高的总氮（TN）和低的总磷（TP）含量。平原河流诺氟沙星和恩诺沙星浓度分别为25.60 ng L-1和3.23 ng L-1,显着高于山区城市河流;山区城市河流的磺胺甲恶唑和甲硝唑浓度分别为211.35 ng L-1和10.36 ng L-1,显着高于平原河流,与较多人为源输入有关。青藏高原、平原河流和山区城市河流水体CDOM浓度大小a（350）、SUVA254和S275-295、Sr具有显着性的差异。与青藏高原河流水体呈现相对更低的CDOM浓度对比,平原河流和山区城市河流分别呈现显着较高的CDOM浓度。青藏高原河流、平原河流和山区城市河流的E250:365分别为7.90、7.24和6.54,山区城市河流呈现最低。青藏高原河流、平原河流和山区城市河流的SUVA254分别为3.32L mg C-1 m-1、4.05L mg C-1 m-1和1.61L mg C-1 m-1,山区城市河流显着低于青藏高原河流和平原河流。青藏高原河流、平原河流和山区城市河流的S275-295分别为0.0202 nm-1、0.0182 nm-1和0.0170 nm-1。CDOM吸收参数结果表明青藏高原CDOM相对分子质量以小分子量为主,山区城市河流以高分子量为主。青藏高原河流、平原河流和山区城市河流不同季节CDOM吸收参数呈现显着差异,且CDOM吸收特性与流域环境要素有关。基于平行因子分析模型,解析CDOM的EEMs的平行因子组分为3个,分别为类蛋白质荧光组分C1（激发波长Ex=230 nm和发射波长Em=360 nm）、类腐殖质组分C2（激发波长Ex=245 nm和发射波长Em=450 nm）和土壤富里酸荧光峰C3（激发波长Ex=240 nm和发射波长Em=480 nm）。山区城市河流水体类蛋白质荧光组分强度C1为27.76 nm-1,显着高于青藏高原河流和平原河流;平原河流类腐殖酸组分强度C2为18.57 nm-1,显着高于青藏高原河流和山区城市河流;山区城市河流水体土壤富里酸荧光组分强度C3为53.89 nm-1,极显着高于青藏高原和平原河流。青藏高原河流CDOM荧光强度低,表示浓度低且CDOM单位吸收与荧光强度低,导致更多太阳紫外辐射进入水体中,限制浮游植物光合作用,对水生生态环境造成破坏。荧光指数FI370结果显示,大部分青藏高原河流和平原河流CDOM为陆源;山区城市河流样品即来源于微生物也源于陆源输入。荧光指数FI310结果显示,青藏高原河流和平原河流生物活动贡献内源相比山区城市水体较少。环境和人为因素对CDOM光学参数的影响结果得出,CDOM的光学参数分别可解释青藏高原河流84%、平原河流95%和山区城市河流96.2%的水质变量;随着高程逐渐下降,CDOM浓度a（350）和类色氨酸组分C2强度均呈极显着上升的趋势;年总日照时数和a（350）呈极显着负相关关系,年总日照时数越多,a（350）浓度越低,这是因为CDOM光漂白作用的缘故;月平均气温与平行因子组分C3、DOC呈极显着正相关,月平均降雨量与C3、C1、DOC和a（350）呈正相关;人口总数、GDP分别与CDOM吸收和荧光虽然表现较低相关性,但仍达到显着水平;不同土地利用下不同CDOM吸收和荧光参数具有显着差异,人工用地呈现相对高a（350）、C1和C3,低FI370和FI310,草地和未利用的土地呈现相对较低的a（350）值和荧光参数;平行因子组分色氨酸C1和土壤富里酸C3与磺胺甲恶唑,以及与甲硝唑间,呈现极显着的正相关关系。综上,不同区域的河流水体CDOM表现出的不同光学特性,显着受流域内自然和人类活动等因子共同影响。
刘文文[10]（2019）在《中线工程运行下汉江中下游水质时空变异性研究及污染等级推估》文中认为由于大流域水环境影响机制的复杂性,开展流域层面不同时空尺度下河流水环境调查及生态健康影响研究十分必要,也可为流域水环境规划管理提供理论依据。汉江流域是长江第一大支流,自然条件复杂,水资源时空分布不均衡,水利工程众多。20世纪90年代以来,点面源污染排放持续威胁汉江中下游水质健康。南水北调中线工程自2014年起从汉江中游丹江口水库调水,对缓解京津及华北地区水资源短缺、改善受水区生态环境、促进华北地区经济和社会的持续稳定发展具有巨大作用。但南水北调中线工程实施后,汉江中下游水文条件随之发生改变,汉江流域的水体资源自身可利用量大幅度减少,产生一系列水环境问题。为减缓因工程调水可能造成汉江中下游水生态环境的影响,在汉江中下游地区兴建引江济汉工程,以补充汉江下游地区的用水要求,并减缓汉江点面源污染所造成的不良影响。此外,汉江中下游有数条污染严重的支流,也会影响汉江干流水质,调水后不同污染形式对汉江中下游水环境的影响需要明确研究。本论文以汉江中下游为研究对象,明确水利工程实施对汉江中下游水文条件的改变及水利工程实施后汉江中下游水环境的时空变异情况;针对受水利工程和重污染支流影响的汉江典型河段,分析影响水环境的主要水质指标及污染类型,并针对典型水质指标对汉江中下游流域生态系统健康进行评价;明确汉江内源污染对水质的影响,全面了解汉江中下游水环境时空变异特性,并提出控制流量进行水质管理及污染物调控的具体措施。主要研究内容和结果包括以下几个方面:（1）南水北调中线工程运行后,汉江中下游流量和水位明显降低。通过收集2010年1月至2018年12月来汉江中下游水文及自然环境资料,基于IHA（Index of Hydrologic Alteration）指标体系的变化范围法（Range of Variability Approach,RVA）对比南水北调中线工程运行前后汉江中下游水文条件的变化,并利用Mann-Kendall趋势检验分析水文站点径流的变化趋势,明确水利工程实施对流域水文条件的影响。结果发现:南水北调中线工程后汉江中下游的月平均及年平均流量和水位均有明显降低;汉江中下游流量及水位在高阈值条件（上四分位数）频率降低,而在低阈值条件（下四分位数）的频率明显升高;其中南水北调中线工程运行第一年（2014-2015年）变化趋势最为明显,2016年以后水利工程调控趋于稳定,汉江中下游流量及水文指标较2014年有所上升;汉江下游虽有引江济汉工程补给流量,但流量水位下降趋势仍十分明显。（2）调水运行后汉江中下游水质时空差异性大,农业面源污染和城市有机污染是影响汉江水质的主要污染形式。针对汉江中下游流域,分析水质指标的时空变化情况,并应用因子分析识别影响流域水质的主要污染因子及污染类型,探讨监测变量间的关联性;应用聚类分析确定汉江具体采样点的污染类型,分析不同采样点所受污染形式的时空变异性。结果发现:汉江水质呈现明显的季节性变化,旱季（每年11月至次月3月）水质较差,其中汉江下游的污染较上游严重的多,旱季部分点位营养盐指标（总氮（TN）和总磷（TP））甚至可能劣于V类水标准,雨季（每年5-10月）采样点位的水质则有明显改善;农业面源污染与有机污染是影响汉江水质的主要污染形式,且旱湿季的变化会影响汉江中下游水质的污染类型的变化。旱季时,汉江水质受有机污染与营养化面源污染的双重影响;湿季时,随降雨及流量增加,面源污染成为主要的污染方式,由于流量与水质呈现负相关,湿季水质反而比旱季时好。流量的变化严重影响汉江中下游的水质情况,南水北调工程与引江济汉工程在旱季对汉江中下游水质影响较大,流量Q<500 m3/s时,汉江上游有机污染超出Ⅲ类水上限值3.5倍,下游为中等富营养化水平,污染严重;雨季时Q>800 m3/s,有机污染与富营养化污染极大缓解,均在Ⅲ类水范围内。（3）水利工程及污染严重的支流不但是干流典型污染物的重要来源,也会影响水体的水化学循环,特定条件下可能造成水体污染甚至引发水华。利用最大最小自相关因子分析法（Min/Max Autocorrelation Factor Analysis,MAFA）及动态因子分析法（Dynamic Factor Analysis,DFA）针对两个污染严重的支流（唐白河及汉北河）及引江济汉工程汇入汉江处,确定代表这三个区域水质变化的主要水质指标及两条支流及引江济汉工程对汉江干流的影响方式。MAFA结果说明叶绿素a（Chl-a）、化学需氧量（COD）、总氮（TN）和总磷（TP）（定义为藻类数量）可作为代表唐白河-汉江交汇处及汉北河-汉江交汇处（人口密集区）干流水质的主要水质指标。TN、硝酸盐（NO3-）、COD和磷酸盐（PO43-）（定义为营养盐形态）可作为代表引江济汉工程-汉江交汇处（面源污染区）干流水质的主要水质指标。DFA结果表明唐白河-汉江交汇区域及引江济汉工程-汉江交汇区域汉江干流城市排放大量生活污水进入汉江,唐白河和汉北河携带大量农业面源污染物进入汉江,影响汉江水质;有机污染促使有机氮向无机氮转化,并进一步促进汉江下游藻类生长。此外,流量变化会显着影响营养盐、有机污染及藻类浓度。分析不同流量条件下流量与水质指标的关系,发现低流量条件下（Q<700 m3/s）时水质指标浓度变化剧烈,平均浓度总体普遍较高。这是由于南水北调中线工程的调水需求限制了丹江口水库下泄至汉江干流的流量,且引江济汉工程引入汉江的流量也较低。可通过增大两个水利工程引入汉江的流量将汉江中下游的流量调控至Q>700 m3/s改善水质;中等流量时（700<Q<1100 m3/s）,流量与部分营养盐及藻类浓度成正相关关系。中等流量多处于降雨集中时期（3月、4月及6月）,降雨会导致地表径流增大,携带大量营养盐进入汉江水体,促进藻类生长,导致Chl-a浓度增大,可通过增大引江济汉工程引入汉江的流量来改善水质。（4）优化的普通克里格-指示克里格方法（IK-OK）可以兼顾极端值对下游水质的影响,更好的描述典型水质指标的浓度空间分布。利用普通克里格（Ordinary Kriging,OK）、指示克里格（Indicator Kriging,IK）及 IK-OK 方法对汉江中下游三个典型水质指标（Chl-a、TN和TP）进行插值分析,并评价其污染现状。结果发现:汉江中下游流域下游段Chl-a浓度较上中游段明显增大,且TN和TP浓度也有所增加,说明河流下游段富营养化水平高,水质较差。克里格插值结果表示无污染及轻污染区域主要分布在丹江口水库-钟祥段。重度污染河段主要分布在引江济汉工程下游段,该河段较上游河段水质明显变差。由于雨水冲刷作用,雨季（5月）农业面源污染排入河流的比例增大,整体污染比旱季更为严重,水质也较旱季差。TP相比TN更能促进Chl-a浓度的升高,并可能引发水华现象。普通克里格和指示克里格插值对水质指标的污染等级评价分别有其优点和局限性,本研究通过优化后的普通克里格-指示克里格插值法评价污染物的污染等级,评价结果可兼顾指示克里格与普通克里格的优点,既针对不同阈值条件下污染等级混乱交叉的情况进行了优化,更精确分析水质指标的时空变化情况,也兼顾一些极端的高值进行评价。优化普通克里格-指示克里格法可更有效分析和判断汉江流域水华预防,并提出规划意见。（5）底泥对氮磷的吸收过程很快,而解析过程相对缓慢,且扰动和底泥磷浓度明显影响底泥氮磷释放过程。分析汉江干流仙桃段和通顺河水质及底泥样品,结果发现通顺河水质指标和底泥中氮磷含量明显比汉江干流的浓度高。汉江干流仙桃段及通顺河各河段采样点底泥中的重金属浓度的高低顺序均为:Zn>Pb>Cu>As>Cd>Hg,且所有的重金属元素都明显超过其相应背景值。根据Hankanson生态危害系数,评价通顺河底泥中重金属潜在的生态危害,由强至弱的顺序为Cd>Hg>As>Pb>Cu>Zn,其中Cd和Hg的高污染情况可能由人为排放导致。通过对不同底泥样品吸附解析特征分析,发现底泥对磷的吸附随溶液中磷浓度提高而增加,通顺河底泥磷吸附随浓度增加呈L型变化。Elovich方程对各采样点底泥对磷的吸附动力学拟合效果最好,底泥对磷的吸附过程可分为快速吸附和慢速吸附两个阶段。快速吸附阶段在开始至4小时内,4小时内底泥对磷的吸附量达到总吸附量的80%-90%。在考虑底泥中TP浓度和扰动强度下,拟合不同条件下的磷释放过程,得到方程（Psed=（-0.048POsedP0sed×D1/3-0.012）× lnt+1.1 × P0sed）,说明底泥磷扩散不仅和时间有关,且与扰动强度和该河段底泥TP背景值有关。相比扰动强度,底泥TP浓度对底泥磷释放的影响更为明显,随底泥浓度增大,底泥对磷释放的影响呈现指数增强的趋势。对汉江中下游不同时空条件下水环境污染特征的研究,可明确汉江中下游流域不同点源污染和面源污染特性;对典型污染支流和水利工程对汉江干流的影响机制研究,可明确重大水利工程和支流的影响,并了解汉江干流典型污染物的化学循环机制;通过对底泥氮磷释放特性的研究,探明内源污染对汉江干流水质的影响,同时明确汉江中下游的污染特性和水质现状。通过对汉江中下游水环境及水化学循环机制的全面了解,可帮助管理者提出控制不同内外源污染及调控流量以改善汉江中下游水环境的管理措施,为汉江中下游水质规划管理提供理论依据。
二、松花江水质因子分析及动态变化(英文)（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、松花江水质因子分析及动态变化(英文)（论文提纲范文）
（1）七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩写与中文解释对照表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 中国水体中药物污染现状 |
| 1.2.1 中国药物消费现状 |
| 1.2.2 水体中常见药物污染物的种类、来源与迁移转化 |
| 1.2.3 水体中药物的危害 |
| 1.2.4 水体中药物污染现状 |
| 1.2.5 中国污水处理厂中药物去除现状 |
| 1.3 优先控制污染物筛选体系建立研究 |
| 1.3.1 优先控制污染物筛选体系的建立方法 |
| 1.3.2 优先控制污染物筛选体系的建立研究现状 |
| 1.3.3 优先控制药物筛选体系的建立研究现状 |
| 1.4 基于生命周期评价的污水处理工艺研究 |
| 1.4.1 生命周期评价的概述 |
| 1.4.2 生命周期评价在污水处理评估中的研究现状 |
| 1.5 药物毒性分析及其源头削减工艺评估研究中存在的问题 |
| 1.6 课题来源及研究的目的和意义 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究的目的及意义 |
| 1.7 本文的主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 研究方法 |
| 2.1 优先控制药物清单的建立方法 |
| 2.1.1 中国水环境中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.2 七大河流中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.3 中国污水处理厂中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.4 指标的选择及计算 |
| 2.1.5 风险分数分析 |
| 2.2 基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性分析方法 |
| 2.3 基于LCA的深度处理工艺去除药物的毒性及生态影响分析 |
| 2.3.1 工艺概况及耗能分析 |
| 2.3.2 毒性及环境影响评价 |
| 2.3.3 敏感性分析 |
| 第3章 中国七大河流中优先控制药物筛选 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 中国水环境中优先控制药物清单的建立 |
| 3.2.1 中国水环境中优先控制药物筛选的数据集分析 |
| 3.2.2 优先控制药物筛选体系中各指标分数计算 |
| 3.2.3 筛选分组后各组别内药物分析 |
| 3.2.4 与其他同类研究的比较 |
| 3.2.5 不确定性分析 |
| 3.3 中国七大河流中药物浓度及检测频率分析 |
| 3.3.1 中国七大河流中优先控制药物筛选的数据集分析 |
| 3.3.2 长江与黄河流域 |
| 3.3.3 海河与淮河流域 |
| 3.3.4 松花江与辽河流域 |
| 3.3.5 珠江流域 |
| 3.3.6 中国七大河流中药物浓度分析 |
| 3.4 中国七大河流中优先控制药物清单的建立 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 用于USEtox模型的输入参数分析 |
| 4.3 中国七大河流中药物潜在毒性分析 |
| 4.3.1 药物生态毒性和人体毒性特征化因子分析 |
| 4.3.2 中国七大河流中药物潜在毒性影响分析 |
| 4.4 中国主要城市污水处理厂中药物潜在毒性分析 |
| 4.4.1 药物去除分析 |
| 4.4.2 药物潜在毒性分析 |
| 4.4.3 药物排入不同环境介质产生的生态影响分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 污水深度处理工艺对优先控制药物毒性削减及环境影响评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 中国污水处理厂优先控制药物清单的建立 |
| 5.2.1 优先控制药物筛选体系中各指标分数计算 |
| 5.2.2 筛选分组后各组别内药物分析 |
| 5.2.3 与其他同类研究的比较 |
| 5.2.4 不确定性分析 |
| 5.3 不同处理工艺对药物的去除 |
| 5.3.1 药物去除率的影响因素分析 |
| 5.3.2 深度处理工艺对药物的去除率分析 |
| 5.4 污水深度处理工艺在生命周期方法下的毒性影响评估 |
| 5.4.1 工艺运行毒性影响对比分析 |
| 5.4.2 造成毒性影响的关键因素分析 |
| 5.4.3 深度处理工艺去除药物毒性分析 |
| 5.4.4 敏感性分析 |
| 5.5 污水深度处理工艺在生命周期方法下的环境影响评估 |
| 5.5.1 工艺运行环境影响对比分析 |
| 5.5.2 造成环境影响的关键因素分析 |
| 5.5.3 敏感性分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录1 中国水环境中优先控制药物清单建立的数据集 |
| 附录2 我国主要河流中药物检测情况 |
| 附录3 中国七大河流中优先控制药物清单建立的数据集 |
| 附录4 不同权重分布下的药物排名 |
| 附录5 三种深度处理工艺的LCA清单分析 |
| 附录6 药物的各指标得分和总分 |
| 附录7 中国主要河流中药物浓度数据 |
| 附录8 药物暴露风险及生态影响指标分数 |
| 附录9 USEtox中计算所研究药物的生态毒性和人体毒性特征化因子所需的输入参数 |
| 附录10 USEtox中生态毒理学和人体毒性表征因子计算所需的毒性参数 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）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 |
（3）东北地区生态城镇化发展研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和研究意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究综述 |
| 1.2.1 城镇化的理论研究 |
| 1.2.2 城镇化相关的实证研究 |
| 1.2.3 城镇化与生态环境关系研究 |
| 1.2.4 生态城市的研究 |
| 1.2.5 东北地区城镇化的研究 |
| 1.2.6 研究述评 |
| 1.3 研究内容、研究方法与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 1.4 创新点与不足 |
| 第2章 基本概念与相关理论 |
| 2.1 基本概念及概念辨析 |
| 2.1.1 城镇化 |
| 2.1.2 新型城镇化 |
| 2.1.3 生态城镇化 |
| 2.2 相关理论 |
| 2.2.1 城市发展理论 |
| 2.2.2 中心地理论与点轴系统理论 |
| 2.2.3 人口迁移理论 |
| 2.2.4 生态经济学理论 |
| 2.2.5 可持续发展与生态文明理论 |
| 2.2.6 产业生态化与生态产业化理论 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 生态城镇化的人口-生态-产业协同机理分析 |
| 3.1 生态城镇化的基本特征 |
| 3.1.1 适度集聚性 |
| 3.1.2 系统性 |
| 3.1.3 产业特色性 |
| 3.1.4 动态性 |
| 3.1.5 生态性 |
| 3.1.6 人本性 |
| 3.2 生态城镇化的要素构成 |
| 3.2.1 人口子系统 |
| 3.2.2 生态子系统 |
| 3.2.3 产业子系统 |
| 3.3 生态城镇化系统的协同演化机制 |
| 3.3.1 人口子系统与产业子系统的协同关系 |
| 3.3.2 产业子系统与生态子系统的协同关系 |
| 3.3.3 人口子系统与生态子系统的协同关系 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 东北地区城镇化发展的问题与原因分析 |
| 4.1 东北地区城镇化发展阶段 |
| 4.1.1 东北地区城镇化快速启动阶段(1949—1957年) |
| 4.1.2 东北地区城镇化波动阶段(1958—1965 年) |
| 4.1.3 东北地区城镇化倒退阶段(1966—1978年) |
| 4.1.4 东北地区城镇化再次快速发展阶段(1979—2002年) |
| 4.1.5 东北地区城镇化放缓阶段(2003 至今) |
| 4.2 东北地区城镇化发展中存在的问题 |
| 4.2.1 城镇化质量不优,效率不高 |
| 4.2.2 城市群竞争力不强,大城市缺乏辐射带动功能 |
| 4.2.3 城镇化发展不均衡,城市之间发展差距较大 |
| 4.3 东北地区城镇化发展中存在问题的原因分析 |
| 4.3.1 过时的计划经济体制对城镇化的制约和影响 |
| 4.3.2 缺乏创新的黑土地域文化对城镇化的制约和影响 |
| 4.3.3 实行多年的城乡二元体制对城镇化的制约和影响 |
| 4.3.4 基本公共服务水平滞后对城镇化的制约和影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 东北地区生态城镇化发展的支撑因素分析 |
| 5.1 东北地区生态城镇化发展的政策基础 |
| 5.2 人口与社会因素 |
| 5.2.1 基础设施条件 |
| 5.2.2 社会保障条件 |
| 5.2.3 科技与文化条件 |
| 5.3 资源与生态环境因素 |
| 5.3.1 自然资源条件 |
| 5.3.2 生态环境条件 |
| 5.4 经济与产业因素 |
| 5.4.1 农业对生态城镇化的支撑 |
| 5.4.2 工业对生态城镇化的支撑 |
| 5.4.3 第三产业对生态城镇化的支撑 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 东北地区生态城镇化水平综合评价 |
| 6.1 模型方法选择 |
| 6.2 模型构建 |
| 6.2.1 模型原始数据选取 |
| 6.2.2 因子分析优化指标体系 |
| 6.2.3 熵权法评价指标标准化矩阵构建 |
| 6.3 东北地区生态城镇化水平评价 |
| 6.4 东北地区生态城镇化发展的问题与原因分析 |
| 6.4.1 东北地区生态城镇化发展存在的问题 |
| 6.4.2 东北地区生态城镇化发展存在问题的原因分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 东北地区生态城镇化的系统动力学预测 |
| 7.1 系统动力学模型介绍 |
| 7.1.1 系统动力学概述 |
| 7.1.2 系统动力学建模步骤 |
| 7.2 生态城镇化系统动力学仿真模型设计 |
| 7.2.1 研究方法 |
| 7.2.2 模型数据的来源 |
| 7.3 东北地区生态城镇化系统动力学模型构建 |
| 7.3.1 确定模型系统边界 |
| 7.3.2 系统动力学SD流图 |
| 7.3.3 系统动力学仿真检验 |
| 7.3.4 系统动力学仿真模拟结果及优化调控 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 东北地区生态城镇化发展的对策思路 |
| 8.1 以城市群为主体推动生态城镇化 |
| 8.1.1 科学合理规划城市群的空间布局 |
| 8.1.2 打通城市群的交通网络 |
| 8.1.3 整合城市群的资源 |
| 8.1.4 加快推进产业集群的发展 |
| 8.1.5 按照生态功能分区有序推进生态城镇化 |
| 8.2 加快产业结构优化升级 |
| 8.2.1 加快传统产业的转型升级 |
| 8.2.2 大力发展战略性新兴产业 |
| 8.2.3 加强产业政策的科学性水平 |
| 8.3 推动产业生态化和生态产业化统筹发展 |
| 8.3.1 改善生态环境,为生态城镇化提供土壤 |
| 8.3.2 发展生态农业,推广特色农业 |
| 8.3.3 建设生态工业园,形成产业集聚 |
| 8.3.4 发展生态旅游业,打造产业链 |
| 8.4 强化资源环境的持续承载能力 |
| 8.4.1 推行资源节约、环境友好型的生态城镇化发展模式 |
| 8.4.2 发展循环经济,实现资源循环利用 |
| 8.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介及科研成果 |
| 致谢 |
（4）原位光谱水质分析远程监控系统研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 常规水质监测系统 |
| 1.2.2 基于光谱法的原位水质监测系统 |
| 1.2.3 原位光谱水质分析方法 |
| 1.3 课题研究目的及意义 |
| 1.4 本论文研究内容 |
| 第2章 远程监控系统开发研究 |
| 2.1 监控系统研究 |
| 2.2 系统软件基础研究 |
| 2.2.1 监测系统总体架构 |
| 2.2.2 数据库设计 |
| 2.2.3 通信协议设计 |
| 2.3 软件系统开发 |
| 2.3.1 传感器模块采集程序开发 |
| 2.3.2 无线传输系统软件开发 |
| 2.3.3 服务器系统开发研究 |
| 2.4 系统硬件整体架构 |
| 2.4.1 光伏电源系统开发 |
| 2.4.2 多光谱设备研究 |
| 2.4.3 多参数设备研究 |
| 2.4.4 监测平台开发 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 数据分析模型应用 |
| 3.1 COD分析模型 |
| 3.2 因子分析理论模型 |
| 3.3 光谱似然度分析模型 |
| 3.4 多水域水质参数因子分析 |
| 3.5 多水域水质光谱似然度分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 系统测试与结果分析 |
| 4.1 系统测试 |
| 4.1.1 数据丢包率测试 |
| 4.1.2 数据时效测试 |
| 4.2 水质监测数据采集测试 |
| 4.2.1 多参数设备校准及测试 |
| 4.2.2 多参数设备数据采集 |
| 4.3 敬业湖四季水质参数数据分析 |
| 4.4 敬业湖光谱数据采集分析 |
| 4.4.1 敬业湖四季光谱分析 |
| 4.4.2 敬业湖结冰后变化分析 |
| 4.5 水污染溯源模拟实验分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 论文总结 |
| 5.2 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（5）基于遥感的黑龙江省松嫩平原黑土耕地辨识与水土流失评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 区域生态环境与水土流失现状评述 |
| 1.2 遥感和水土流失概念与内涵 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 国际遥感发展与研究现状 |
| 1.3.2 国内遥感发展与研究现状 |
| 1.4 立题依据、研究意义与创新点 |
| 1.5 研究内容 |
| 2 黑龙江省松嫩平原区域概况 |
| 2.1 地理区域 |
| 2.2 地质地貌 |
| 2.3 气候特征 |
| 2.4 土地资源 |
| 2.5 土壤资源 |
| 2.6 生物资源 |
| 2.7 水文概况 |
| 2.8 社会经济 |
| 2.9 水土流失与水土保持情况 |
| 2.9.1 水土流失成因与危害 |
| 2.9.2 水土流失类型与分布 |
| 2.9.3 水土保持现状 |
| 3 黑土耕地本底遥感调查及水土流失分析 |
| 3.1 耕地本底值获取方法与途径 |
| 3.1.1 基础数据 |
| 3.1.2 本底值遥感调查的技术路线 |
| 3.2 本底值遥感调查研究方法 |
| 3.3 黑土耕地本底分布情况 |
| 3.3.1 总体分布 |
| 3.3.2 行政单元黑土耕地水土流失分布 |
| 3.3.3 行政单元黑土耕地坡度分级分布 |
| 3.4 黑土耕地水土流失分析评价 |
| 3.5 小结 |
| 4 黑土耕地变化遥感调查及水土流失评价 |
| 4.1 黑土耕地遥感辨识与空间提取技术 |
| 4.1.1 基础遥感数据源 |
| 4.1.2 解译技术路线 |
| 4.1.3 技术实现过程 |
| 4.1.4 解译结果与分析 |
| 4.2 黑土耕地土壤侵蚀类型与强度界定技术 |
| 4.2.1 基础数据 |
| 4.2.2 技术路线 |
| 4.2.3 土壤侵蚀分类分级系统 |
| 4.2.4 土壤侵蚀模型 |
| 4.2.5 数据处理与模型计算 |
| 4.2.6 解译结果与分析 |
| 4.3 小结 |
| 5 黑土耕地水土流失治理成效遥感评价 |
| 5.1 水土流失防治重点工程实施 |
| 5.2 水土流失防治农业生态开发工程实施 |
| 5.3 水土流失防治效果遥感评价 |
| 5.3.1 控制水土流失效果典型评价 |
| 5.3.2 控制水土流失效果总体评价 |
| 5.3.3 保护黑土耕地效果评价 |
| 5.3.4 经济效益评价 |
| 5.3.5 社会效益评价 |
| 5.4 小结 |
| 6 黑土耕地水土流失防治管理建议 |
| 6.1 区域层面水土流失防治建议 |
| 6.1.1 黑龙江省松嫩平原水土保持区划格局 |
| 6.1.2 水土保持区划总体防治方略 |
| 6.1.3 水土保持区划分区防治建议 |
| 6.2 策略层面水土流失防治建议 |
| 6.2.1 优化国土空间开发策略,防止耕地转入转出变幅扩大 |
| 6.2.2 集中优势资源,开展典型黑土区耕地水土流失规模化治理 |
| 6.2.3 提高标准,多元投入,加快水土流失治理步伐 |
| 6.3 技术支持层面水土流失防治建议 |
| 6.3.1 开展科学研究 |
| 6.3.2 组织技术示范与推广 |
| 6.3.3 加强管理能力建设 |
| 6.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 东北林业大学博士学位论文修改情况确认表 |
（6）黑龙江省跨区域生态补偿协调机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 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 国内外研究现状 |
| 1.3.1 国外研究现状 |
| 1.3.2 国内研究现状 |
| 1.3.3 国内外研究评述 |
| 1.4 研究的主要内容 |
| 1.5 研究方法和技术路线 |
| 1.5.1 研究方法 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.6 创新之处 |
| 2 相关概念与理论基础 |
| 2.1 相关概念 |
| 2.1.1 跨区域 |
| 2.1.2 跨区域生态补偿 |
| 2.1.3 跨区域生态补偿协调机制 |
| 2.1.4 主体功能区与生态功能区 |
| 2.2 相关理论基础 |
| 2.2.1 公共物品理论 |
| 2.2.2 可持续发展理论 |
| 2.2.3 博弈理论 |
| 2.2.4 协同理论 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 黑龙江省跨区域生态补偿协调现状及问题分析 |
| 3.1 生态补偿制度背景分析 |
| 3.1.1 生态补偿制度产生的历史背景 |
| 3.1.2 生态补偿政策产生的历史背景 |
| 3.2 主体功能区与生态功能区区划情况 |
| 3.2.1 宏观方面 |
| 3.2.2 微观方面 |
| 3.3 黑龙江省跨区域生态补偿协调现状分析 |
| 3.3.1 生态补偿整体概况 |
| 3.3.2 跨区域生态补偿协调状况 |
| 3.3.3 社会公众参与意识不断增强 |
| 3.4 黑龙江省不同生态功能区跨区域生态补偿协调面临的主要问题 |
| 3.4.1 缺失市域范围下跨区(县)域补偿协调机制 |
| 3.4.2 缺乏省域范围下跨市域生态补偿横向协调机制 |
| 3.4.3 缺少省域范围内的跨区协作监管机构 |
| 3.4.4 区域间利益相关者博弈关系错综复杂 |
| 3.4.5 跨区域生态补偿法律约束缺失 |
| 3.4.6 跨区域生态补偿政府资金投入不足 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 黑龙江省跨区域生态补偿协调的经济博弈分析 |
| 4.1 跨区域生态补偿协调的基本范畴 |
| 4.1.1 跨区域生态补偿协调的内涵 |
| 4.1.2 跨区域生态补偿协调的维度 |
| 4.1.3 跨区域生态补偿协调的目标与内容 |
| 4.1.4 跨区域生态补偿协调度 |
| 4.2 生态功能区与利益相关者之间的博弈关系 |
| 4.2.1 生态功能区与生态功能区之间的博弈 |
| 4.2.2 地方政府与上级政府的博弈 |
| 4.2.3 生态功能区与地方政府的博弈 |
| 4.2.4 生态功能区与企业的博弈 |
| 4.2.5 生态功能区与社会公众的博弈 |
| 4.2.6 生态功能区、政府、企业与公众的多方博弈 |
| 4.3 跨区域生态补偿协调的基本假设 |
| 4.4 跨区域生态补偿协调的一般均衡分析 |
| 4.5 跨区域生态补偿协调的博弈模型 |
| 4.5.1 利益共享博弈模型 |
| 4.5.2 智猪博弈模型 |
| 4.5.3 跨区域静态博弈模型 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 黑龙江省跨区域生态补偿协调机制的理论框架 |
| 5.1 跨区域生态补偿协调机制的构建原则 |
| 5.1.1 公平与效率原则 |
| 5.1.2 生态优先以人为本的原则 |
| 5.1.3 利益共享与责任共担的原则 |
| 5.2 黑龙江省跨区域生态补偿协调机制的机理分析 |
| 5.2.1 政府与生态功能区的协调 |
| 5.2.2 生态功能区之间的补偿协调 |
| 5.2.3 公众与生态功能区的协调 |
| 5.2.4 企业与生态功能区的协调 |
| 5.2.5 生态功能区与政府、公众、企业等多利益主体之间的协调机理 |
| 5.3 跨区域生态补偿协调机制的设计 |
| 5.3.1 公众参与机制 |
| 5.3.2 企业参与机制 |
| 5.3.3 政府协商机制 |
| 5.3.4 政府与功能区之间的跨区管理优先级机制 |
| 5.3.5 政府、企业、社会公众的生态合作机制 |
| 5.3.6 多利益主体的生态交易机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 基于公众意愿的跨区域生态补偿协调机制的运行 |
| 6.1 协调机制的运行目标 |
| 6.2 公众参与的协调构成 |
| 6.3 公众补偿的协调运行 |
| 6.4 黑龙江省跨区域生态补偿协调公众补偿额度测算 |
| 6.4.1 公众补偿支付额度测算的流程框架 |
| 6.4.2 基于CVM调查法的公众补偿支付意愿现状分析 |
| 6.4.3 公众补偿支付的影响因素分析 |
| 6.4.4 公众补偿支付意愿的额度测算 |
| 6.4.5 公众补偿支付意愿的差异性分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 基于社会视角下的跨区域生态补偿协调机制的运行 |
| 7.1 协调机制的运行目标 |
| 7.2 社会视角的协调构成 |
| 7.3 社会视角的补偿协调运行 |
| 7.4 构建跨区域生态补偿协调机制的运行实例 |
| 7.4.1 社会视角下跨区域生态补偿实例利益主体选择 |
| 7.4.2 政府主导下的跨区域生态补偿协调机制运行预期效果 |
| 7.4.3 企业主导下的跨区域生态补偿协调机制运行预期效果 |
| 7.4.4 “哈大齐—大兴安岭—小兴安岭”跨区域生态补偿协调机制运行启示 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 黑龙江省跨区域生态补偿协调机制保障措施 |
| 8.1 不断优化跨区域生态补偿协调的信息共享平台建设 |
| 8.1.1 搭建跨区域利益共享平台 |
| 8.1.2 搭建政府主导型的跨区域生态补偿对话平台 |
| 8.1.3 建立跨区域生态补偿协调基金监管平台 |
| 8.2 加快建立跨区域生态补偿的多元投资机制 |
| 8.2.1 国家财政投资 |
| 8.2.2 企业投资 |
| 8.2.3 社会公众投资 |
| 8.3 完善跨区域生态补偿协调的政策体系 |
| 8.3.1 制定跨区域生态补偿产业政策 |
| 8.3.2 深化林权改革 |
| 8.3.3 创新产业格局 |
| 8.4 构建不同主体之间的跨区域生态补偿协调的合作机制 |
| 8.4.1 搭建跨区域生态补偿协商合作 |
| 8.4.2 实现生态功能区间的跨区协作 |
| 8.4.3 建立生态功能区间的利益协调 |
| 8.5 建立跨区域生态补偿评价和反馈系统 |
| 8.5.1 静态评价 |
| 8.5.2 动态评价 |
| 8.5.3 反馈系统 |
| 8.6 构建跨区域生态补偿协调的保障体系 |
| 8.6.1 法律保障 |
| 8.6.2 社会保障 |
| 8.6.3 制度保障 |
| 8.7 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 |
| 附件 |
（7）三江平原松花江-挠力河流域浅层地下水“三氮”污染形成过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及选题意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 地下水氮污染来源及溯源研究方法 |
| 1.2.2 地下环境中“三氮”的迁移、转化、循环机理 |
| 1.2.3 地下水“三氮”污染主控因素及污染风险研究 |
| 1.2.4 三江平原地下水“三氮”污染研究现状 |
| 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 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理条件 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气象水文条件 |
| 2.1.3 地形地貌 |
| 2.2 水文地质条件 |
| 2.2.1 地下水类型与含水层富水性 |
| 2.2.2 地下水补给、径流、排泄条件 |
| 2.2.3 地下水化学类型 |
| 2.3 社会经济条件 |
| 2.4 浅层地下水历史“三氮”污染特征 |
| 2.4.1 历史“三氮”污染评价 |
| 2.4.2 浅层地下水多年“三氮”污染分布规律及影响因素 |
| 第3章 现状年浅层地下水“三氮”分布特征及主控因素分析 |
| 3.1 野外调研工作 |
| 3.1.1 典型灌区浅层地下水“三氮”污染普查 |
| 3.1.2 全区地下水控制点水质监测 |
| 3.1.3 多年持续超标点井群“三氮”监测 |
| 3.2 浅层地下水“三氮”分布特征 |
| 3.2.1 不同土地利用类型条件下地下水“三氮”分布特征 |
| 3.2.2 不同井深条件下地下水“三氮”分布特征 |
| 3.2.3 氨氮与硝态氮空间分布特征 |
| 3.2.4 氨氮与硝态氮含量年内演变规律 |
| 3.3 地下水“三氮”分布主控因素分析 |
| 第4章 浅层地下水“三氮”污染来源识别 |
| 4.1 基于污染分布特征及影响因素分析的污染源类型初步判别 |
| 4.2 氮、氧稳定同位素法硝态氮污染来源解析 |
| 4.3 基于水化学方法的“三氮”污染来源解析 |
| 第5章 浅层地下水“三氮”污染形成过程解析 |
| 5.1 氮素在地表土壤-包气带-含水层中的主要行为特征 |
| 5.2 浅层地下水“三氮”污染形成过程概化 |
| 第6章 浅层地下水氨氮、硝态氮污染形成过程的模拟刻画 |
| 6.1 概念模型 |
| 6.1.1 边界条件及氮素主要经历反应过程概化 |
| 6.1.2 研究区地表入渗单元分区 |
| 6.2 数学模型 |
| 6.2.1 水分运移模型 |
| 6.2.2 根系吸水模型 |
| 6.2.3 氮素运移、反应模型 |
| 6.3 模型输入项 |
| 6.3.1 上边界水分、氮素输入 |
| 6.3.2 数学模型中各参数项 |
| 6.4 模拟结果 |
| 6.4.1 各污染模式下氨氮与硝态氮在非饱和带与饱和带中的演变特征 |
| 6.4.2 研究区浅层地下水氨氮、硝酸盐污染风险分布 |
| 6.5 基于模拟结果的研究区浅层地下水“三氮”污染防治对策 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）基于水质指标的流域水环境预警技术研究与应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外流域水环境预警体系的应用进展 |
| 1.2.1 国内流域水环境预警体系的应用进展 |
| 1.2.2 国外流域水环境预警体系的应用进展 |
| 1.3 流域水环境预警体系构建研究进展 |
| 1.3.1 流域水环境预警目标 |
| 1.3.2 预警体系设计要素 |
| 1.3.3 流域水质预警指标与阈值 |
| 1.4 流域水污染特征分析研究进展 |
| 1.4.1 指数类分析方法 |
| 1.4.2 模糊数学类分析方法 |
| 1.4.3 多元统计类分析方法 |
| 1.4.4 灰色系统理论类分析方法 |
| 1.4.5 人工神经网络类分析方法 |
| 1.4.6 其他类型分析方法 |
| 1.5 存在的问题及研究方向 |
| 1.6 研究内容与创新点 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 创新点 |
| 1.7 技术路线 |
| 第2章 流域水环境预警体系构建技术研究 |
| 2.1 流域水环境预警体系分析 |
| 2.1.1 流域水环境预警体系要素 |
| 2.1.2 预警指标筛选与阈值制定原则与依据 |
| 2.2 流域污染源排放特征分析方法研究 |
| 2.2.1 方法原理 |
| 2.2.2 应用分析 |
| 2.3 流域水质特征分析方法研究 |
| 2.3.1 流域水质特征分析必要性 |
| 2.3.2 水质时空特征分析方法比选 |
| 2.3.3 流域水质时间特征分析方法研究 |
| 2.3.4 流域水质空间特征分析方法研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 水质预警指标筛选技术研究 |
| 3.1 水质预警指标筛选方法研究 |
| 3.1.1 筛选因素分析 |
| 3.1.2 筛选方法建立 |
| 3.1.3 方法原理 |
| 3.2 判断矩阵构造方法研究 |
| 3.2.1 准则层判断矩阵构造方法 |
| 3.2.2 指标层判断矩阵构造方法 |
| 3.2.3 判断矩阵一致性检验 |
| 3.3 筛选方法应用分析 |
| 3.3.1 预警指标初筛 |
| 3.3.2 判断矩阵构建 |
| 3.3.3 预警指标筛选结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 水质预警指标阈值制定技术研究 |
| 4.1 水质预警指标阈值制定分析 |
| 4.1.1 水质预警指标阈值含义 |
| 4.1.2 数学模型构建 |
| 4.2 标准与统计限值模型 |
| 4.2.1 标准限值模型原理 |
| 4.2.2 统计限值模型原理 |
| 4.2.3 模型应用分析 |
| 4.3 趋势变化模型 |
| 4.3.1 趋势变化模型原理 |
| 4.3.2 模型应用分析 |
| 4.4 概率密度模型 |
| 4.4.1 概率密度模型原理 |
| 4.4.2 模型应用分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 案例研究-松花江流域预警体系构建 |
| 5.1 研究区域数据信息 |
| 5.1.1 水质监测数据 |
| 5.1.2 污染源数据信息 |
| 5.2 松花江流域水环境污染特征及管理需求 |
| 5.2.1 流域污染源排放特征 |
| 5.2.2 流域水质特征 |
| 5.2.3 流域管理需求 |
| 5.3 流域水质预警指标与阈值 |
| 5.3.1 预警指标 |
| 5.3.2 预警指标阈值 |
| 5.4 松花江流域预警体系的应用实现 |
| 5.4.1 平台概况 |
| 5.4.2 主要功能模块 |
| 5.4.3 典型预警实例 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
（9）河流水体CDOM光学特性及其对生态环境要素的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的及意义 |
| 1.2 CDOM光学性质和来源解析 |
| 1.2.1 CDOM定义和组成 |
| 1.2.2 CDOM吸收 |
| 1.2.3 CDOM荧光 |
| 1.2.4 CDOM来源 |
| 1.2.5 CDOM的归宿 |
| 1.3 国内外研究状况与发展趋势 |
| 1.3.1 CDOM吸收特性 |
| 1.3.2 CDOM荧光特性 |
| 1.3.3 水体CDOM的时空分布 |
| 1.3.4 CDOM的归宿 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 社会经济概况 |
| 2.2 水体样品采集 |
| 2.3 室内试验分析 |
| 2.3.1 CDOM吸光度的测量 |
| 2.3.2 CDOM三维荧光的测量 |
| 2.3.3 水质参数的测量 |
| 2.3.4 抗生素的测量 |
| 2.4 环境数据的获取与处理过程 |
| 2.5 研究方法 |
| 2.5.1 平行因子分析法基本原理 |
| 2.5.2 数据分析过程 |
| 2.5.3 统计分析 |
| 第三章 河流水体水质参数浓度特征 |
| 3.1 常规水质参数 |
| 3.2 溶解性有机碳 |
| 3.2.1 青藏高原河流 |
| 3.2.2 平原河流 |
| 3.2.3 山区城市河流 |
| 3.3 抗生素浓度 |
| 3.4 本章小节 |
| 第四章 河流水体CDOM吸收特征 |
| 4.1 河流水体CDOM的吸收光谱 |
| 4.1.1 青藏高原河流水体CDOM的吸收光谱 |
| 4.1.2 平原河流水体CDOM的吸收光谱 |
| 4.1.3 山区城市河流水体CDOM的吸收光谱 |
| 4.2 河流水体CDOM的吸收参数 |
| 4.2.1 特征波长吸收值 |
| 4.2.2 吸收系数比值 |
| 4.2.3 吸收光谱斜率 |
| 4.3 河流水体CDOM吸收参数的时空分布 |
| 4.3.1 季节差异 |
| 4.3.2 空间差异 |
| 4.4 河流水体CDOM吸收参数相关分析 |
| 4.5 本章小节 |
| 第五章 河流水体CDOM荧光特征 |
| 5.1 河流水体CDOM荧光组分的解析和来源 |
| 5.1.1 EEMs |
| 5.1.2 荧光组分解析和来源 |
| 5.2 河流水体CDOM荧光指数 |
| 5.2.1 荧光指数FI_(370) |
| 5.2.2 荧光指数FI_(310) |
| 5.3 CDOM荧光组分和荧光指数的时空分布 |
| 5.3.1 CDOM荧光组分 |
| 5.3.2 CDOM荧光指数 |
| 5.4 CDOM荧光组分和荧光指数的相关分析 |
| 5.5 本章小节 |
| 第六章 环境和人为要素对CDOM光学特性的影响分析 |
| 6.1 水质参数浓度对CDOM光学特性的影响分析 |
| 6.1.1 水质参数&CDOM光学参数 |
| 6.1.2 水质参数&CDOM吸收 |
| 6.1.3 水质参数&CDOM荧光 |
| 6.2 地形因子对CDOM光学特性的影响分析 |
| 6.2.1 海拔高度&CDOM光学参数 |
| 6.2.2 日照时数&CDOM光学参数 |
| 6.3 气象因子对CDOM光学特性的影响分析 |
| 6.3.1 温度&CDOM光学参数 |
| 6.3.2 降雨量&CDOM光学参数 |
| 6.4 社会经济要素对CDOM光学特性的影响分析 |
| 6.4.1 人口&CDOM光学参数 |
| 6.4.2 GDP&CDOM光学参数 |
| 6.5 土地利用对CDOM光学特性的影响分析 |
| 6.6 人类活动对CDOM光学特性的影响分析 |
| 6.7 本章小节 |
| 第七章 结论、创新点与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（10）中线工程运行下汉江中下游水质时空变异性研究及污染等级推估（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| §1.1 选题背景与研究意义 |
| §1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 河流污染机制研究现状 |
| 1.2.2 水资源开发利用进展 |
| 1.2.3 南水北调中线工程研究现状 |
| 1.2.4 目前研究的局限性 |
| §1.3 研究目标和研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 第二章 汉江中下游流域水环境及南水北调中线工程调水现状 |
| §2.1 汉江中下游流域概况 |
| 2.1.1 汉江中下游流域气候条件概况 |
| 2.1.2 水文环境与水资源 |
| §2.2 社会经济条件 |
| 2.2.1 人口 |
| 2.2.2 工农业发展水平 |
| §2.3 南水北调中线工程和引江济汉工程现状 |
| 2.3.1 南水北调中线工程 |
| 2.3.2 引江济汉工程 |
| 2.3.3 汉江流域开发对汉江中下游水环境的影响 |
| §2.4 汉江中下游水质水文变化 |
| 2.4.1 南水北调中线工程调水前汉江中下游水质的时空变化 |
| 2.4.2 南水北调中线工程调水前汉江中下游流量的时空变化 |
| 2.4.3 南水北调中线工程调水后汉江中下游水环境变化情况 |
| §2.5 本章小结 |
| 第三章 南水北调中线工程运行前后汉江中下游水文情势变化 |
| §3.1 数据来源及研究方法 |
| 3.1.1 数据来源 |
| 3.1.2 研究方法 |
| §3.2 南水北调中线工程运行对汉江中下游水文条件的影响 |
| 3.2.1 汉江中下游流量水位时空变化特性 |
| 3.2.2 基于RVA法的水文条件变化分析 |
| §3.3 Mann-Kendall检验法分析汉江中下游流量变化趋势 |
| 3.3.1 汉江中下游流量年际及月际特征分析 |
| 3.3.2 Mann-Kendall突变型检验分析流量的变化趋势 |
| §3.4 结论 |
| 第四章 汉江中下游水质时空变化及主要污染特性研究 |
| §4.1 水质采样和水质指标分析 |
| 4.1.1 汉江中下游采样 |
| 4.1.2 水质指标分析 |
| §4.2 研究方法 |
| 4.2.1 因子分析 |
| 4.2.2 聚类分析 |
| 4.2.3 有机污染指数与富营养化指数 |
| §4.3 汉江中下游水质变化及污染特性研究 |
| 4.3.1 水质指标的时空变化特征 |
| 4.3.2 水文指标时空变化特征 |
| 4.3.3 因子分析的结果 |
| 4.3.4 基于因子分析的水质评价结果 |
| 4.3.5 空间聚类分析的结果 |
| 4.3.6 流量与水质的关系 |
| 4.3.7 两项水利工程对有机污染和富营养化指数的影响 |
| §4.4 结论 |
| 第五章 水利工程及支流对汉江中下游水质的影响 |
| §5.1 水质采样和实验室分析 |
| §5.2 研究方法 |
| 5.2.1 最大最小自因子分析法(min/max autocorrelation factor analysis,MAFA) |
| 5.2.2 动态因子分析方法(Dynamic factor analysis,DFA) |
| 5.2.3 模型拟合验证 |
| §5.3 水利工程及支流对汉江中下游水质的影响研究 |
| 5.3.1 水质指标的时空变化特征 |
| 5.3.2 最小/最大自相关因子分析(MAFA)结果 |
| 5.3.3 动态因子分析(DFA)结果 |
| 5.3.4 流量与水质指标之间的关系 |
| §5.4 结论 |
| 第六章 汉江中下游典型污染物水质现状评价 |
| §6.1 水质采样和实验室分析 |
| 6.1.1 汉江中下游采样 |
| 6.1.2 实验室分析 |
| §6.2 研究方法 |
| 6.2.1 克里格法(Kriging)原理 |
| 6.2.2 普通克里格插值(Ordinary Kriging) |
| 6.2.3 指示克里格插值(Indicator Kriging) |
| §6.3 汉江中下游水质指标的时空差异分析 |
| 6.3.1 汉江中下游水质指标的空间差异 |
| 6.3.2 汉江中下游水质指标的季节性差异 |
| §6.4 汉江中下游典型水质指标水质现状评价 |
| 6.4.1 指示克里格法法评价汉江中下游Chl-a的污染等级现状 |
| 6.4.2 指示克里格法法评价汉江中下游总氮和总磷的污染等级现状 |
| 6.4.3 普通克里格法评价汉江中下游不同河段水质指标的水质现状 |
| 6.4.4 优化的指示克里格-普通克里格插值方法 |
| §6.5 结论 |
| 第七章 底泥氮磷释放规律及对水质的影响研究 |
| §7.1 采样及实验室分析 |
| 7.1.1 采样及实验装置设置 |
| 7.1.2 实验方案设计 |
| §7.2 汉江地表水及底泥的理化性质 |
| 7.2.1 汉江干流及通顺河地表水水质特性 |
| 7.2.2 通顺河底泥特性分析 |
| §7.3 潜在生态危害风险评价 |
| 7.3.1 潜在生态指数危害法 |
| 7.3.2 潜在生态危害风险评价结果 |
| §7.4 底泥对氮磷的吸附解析特征分析 |
| 7.4.1 底泥磷的等温吸附解析特征 |
| 7.4.2 底泥磷的吸附动力学特征 |
| 7.4.3 底泥氮的等温吸附特征 |
| 7.4.4 底泥氮的吸附动力学特征 |
| §7.5 不同条件对底泥磷释放的影响研究 |
| 7.5.1 扰动对pH和 EC的影响 |
| 7.5.2 扰动强度和时间对磷的释放量影响 |
| 7.5.3 考虑扰动强度和底泥特性的磷释放拟合方程 |
| §7.6 结论 |
| 第八章 结语 |
| §8.1 主要结论 |
| §8.2 论文创新点 |
| §8.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
四、松花江水质因子分析及动态变化(英文)（论文参考文献）
- [1]七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估[D]. 李燕. 哈尔滨工业大学, 2021
- [2]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)
- [3]东北地区生态城镇化发展研究[D]. 胡宁. 吉林大学, 2020(08)
- [4]原位光谱水质分析远程监控系统研究[D]. 李振德. 天津大学, 2020(02)
- [5]基于遥感的黑龙江省松嫩平原黑土耕地辨识与水土流失评价[D]. 张延成. 东北林业大学, 2020(09)
- [6]黑龙江省跨区域生态补偿协调机制研究[D]. 温薇. 东北林业大学, 2019(01)
- [7]三江平原松花江-挠力河流域浅层地下水“三氮”污染形成过程研究[D]. 方敏. 吉林大学, 2019(11)
- [8]基于水质指标的流域水环境预警技术研究与应用[D]. 姜明岑. 中国地质大学(北京), 2019
- [9]河流水体CDOM光学特性及其对生态环境要素的响应[D]. 穆光熠. 东北师范大学, 2019(09)
- [10]中线工程运行下汉江中下游水质时空变异性研究及污染等级推估[D]. 刘文文. 中国地质大学, 2019(02)
标签：呼伦湖论文; 生态环境论文; 河流污染论文; 水质检测论文; 水质综合污染指数论文;