一、科学地评价水环境变化的原因及其利弊（论文文献综述）
胡歆悦,王世福[1]（2021）在《基于水系连通性的城水共生空间规划方法优化》文中进行了进一步梳理在生态文明建设与国土空间规划背景下,城水共生成为我国城市规划建设的重要发展方向。面对城市化过程中水文循环受阻与城水分治造成的水环境问题,构建水系连通性评价的方法体系可有效地促进水环境生态修复。本文在整合水系连通性多维多尺度评价要点的基础上,构建了以水系连通性为一级指标,水面率、河网密度、水系弯曲度、水系分枝比、水系连通度为二级指标的评价指标体系,并基于水系连通性提出了水系结构优化、多维连通性优化、城水空间连通性优化的空间规划设计策略与部门协同、蓝线分级划定、全周期管理的实施保障制度,实现了规划思想由"单一学科"向"学科融合"、"平面形态"向"水体品质"、"规划设计"向"全周期管理"的转变,对绘制城水共生的城市发展蓝图有着重要的意义。
罗慧萍,唐见,曹慧群,赵科锋[2]（2021）在《水网连通对大东湖富营养化的影响》文中研究指明为定量评价水网连通对湖泊富营养化的影响,以武汉大东湖水网连通为研究对象,构建大东湖水网水生态环境数学模型,在模拟分析水网连通前后COD、TN、TP、Chl-a等富营养化评价指标变化的基础上,进一步计算和评价水网连通对各湖泊综合营养状态指数、营养状态的影响。计算结果表明:水网连通后,杨春湖、沙湖、北湖水质改善,藻类生物量减少,水体富营养程度降低;东湖、严西湖水质有一定恶化,藻类生物量增加,水体富营养程度升高;水网连通对湖泊富营养化的影响较复杂,且存在污染风险。研究成果可为水网连通工程的管理运行提供参考依据。
陈世峰[3]（2021）在《博斯腾湖水质变化及其影响因素研究》文中进行了进一步梳理
郑泽豪[4]（2021）在《生态海绵城市设施运行效能监测与改善河道水质模拟研究》文中进行了进一步梳理降雨径流污染未经处理直接入河会影响河道干流的水质,目前河道整治工程设计中采用的治理技术有很多,但为了对河流的修复更加注重生态性,逐步推广运用了各种生态性措施并对其进行发展,针对某个区域初期雨水污染问题进行研究,对当地选择科学、适宜、经济、有效的雨水治理措施,保护水生态环境具有重要的现实意义。鉴于此,本研究选取研究区流域采用的生态海绵城市设施作为研究对象,进行降雨期间的实地监测,分析该设施对选取的污染物指标的去除效果,探讨了污染物去除率的差异性以及与降雨量的关系,总结了小雨、中雨、大雨情况下各污染指标的去除率。并根据收集到的流域水文、水质实测数据建立了反映河道污染物迁移规律的一维水动力-水质模型,然后运用模型模拟各降雨等级下系统去除差异对河道干流水质的影响。在理论分析、实地监测与模拟的基础上得到以下几点结论:（1）将水质评价法中模糊评价法与综合污染指数法结合起来,根据各指标的权重系数判断得知流域主要污染物主要是氨氮和总磷,而且河流水质沿程恶化,下游交接断面2、3、4月份水质为Ⅴ类水质,将年内各月水质作对比分析,可知枯水期水质劣于丰水期;（2）基于流域已建的生态海绵城市设施,展开不同降雨强度条件下系统对雨水中污染物的去除规律研究,得到中雨时系统中氨氮（NH3-N）和总磷（TP）的去除率最高,化学需氧量（COD）在各降雨等级下的去除率较为波动,悬浮颗粒物（SS）的去除率相对稳定;（3）基于收集到的流域水文、水质实测数据建立了河道一维水动力—水质模型,经率定证明所建立的模型对研究河道水质具有较好的实用性,水动力和水质模块的误差都在可接受范围内,可用于后续的方案模拟;（4）基于所建的水质模型和监测得到的污染物去除率,模拟流域所建的生态海绵城市设施出流流量大小对河道水质的影响,并展开该系统建设位置、不同出流流量组合方案的模拟,结果表明该系统在保证出水水质稳定的前提下,所建位置越靠近上游,出流流量越大对河道水质的改善作用越强。同时得知,在大雨或大雨以上降雨强度下,该系统虽能改善河道水质状况,但效果有限,需结合流域整治工程中其它措施进行综合调控,才能保证下游交接断面水质达标。
郭宇龙[5]（2021）在《湖泊蓝藻水华在连通河道的扩散特征及水质影响》文中认为河湖连通是保障城市水体水生态健康的一种常用工程手段,可有效地缓解富营养化湖泊的蓝藻水华程度。然而河湖连通过程中的蓝藻水华颗粒物进入河道后可能会造成一系列的水环境问题。为了分析富营养化湖泊调水对其连通河道水质的影响程度,本文将从太湖挑选一个重要的研究范围,以梅梁湾所在水域的连通河道梁溪河作为实例,于2019年6～8月逐日开展夏季河道藻颗粒通量及水质的高频监测,分析了蓝藻水华颗粒物通量变化规律及其对河道水质的影响强度。在此基础上,为满足蓝藻水华较重湖泊连通河道藻颗粒通量实时把握需求,结合上述高频藻颗粒通量监测结果,基于水体藻颗粒物的水平与垂向分布调查,采用岸基式水质自动监测系统,建立了河道蓝藻水华颗粒物通量的高频自动监测方法并验证了其有效性,实现了河道藻颗粒通量的实时在线监测。另外,以贡湖湾的连通河道望虞河及其西部湖荡为研究对象,于2020年9～12月研究了河湖连通水系中不同水体浮游植物群落结构与水质差异。主要研究结果如下:（1）在U型断面的流通河道中,水体藻颗粒在空间分布上呈表层高、底层低、滨岸带略高的特征,近岸表层采样的自动监测系统获得的水体叶绿素a浓度比整个河道断面平均值高30%。自动监测与整个断面人工监测藻颗粒通量变化整体上保持一致,自动监测藻颗粒通量总量与人工相当,比值为1.07,精确反映了整个河道断面藻颗粒通量的变化规律。利用该系统,揭示了梅梁湾排入梁溪河藻颗粒通量大小主要受水文条件控制,引水流量、温度和营养盐是河道藻颗粒通量主要影响因素。（2）梅梁湾藻情的好转及河道入口加压抑藻井运行显着降低了梁溪河的颗粒态叶绿素a浓度与藻颗粒通量,2019年夏季河道颗粒态叶绿素a浓度与藻颗粒通量均值分别为54.34μg·L-1和84.7 t·d-1,显着低于2017年;调水工程对改善梁溪河的水质效果显着,除溶解性总磷外,梁溪河其余各形态氮、磷浓度2017～2019年整体呈下降趋势;梁溪河颗粒态氮、磷等营养盐含量受梅梁湾蓝藻水华颗粒物影响显着,2017～2019年梁溪河水体中氮、磷均以颗粒态氮和颗粒态磷为主,分别占总氮和总磷的62.5%和70.8%;梅梁湾水体大量携带的藻颗粒未对连通的京杭大运河水质产生影响,2019年8月京杭大运河水体中叶绿素a相较于6月下降了65%,说明蓝藻颗粒物未在运河中积累;在湖泊藻情未能得到有效改观的前提下,调水携带的藻颗粒态会对连通河道局部河段水质和景观产生冲击。（3）河-湖-荡藻类群落结构与水质研究表明,贡湖湾至宛山湖鉴定出浮游植物有7门65种属。沿线不同水体藻类生物量与叶绿素a在空间上整体上呈递减趋势,宛山湖藻类生物量比贡湖湾低44%,且蓝藻门占比整体上也降低;污染来源不同,水质状况也不同,宛山湖水体已处于富营养化且氮、磷指标高于贡湖湾,可见营养盐不是宛山湖蓝藻水华形成的原因;叶绿素a浓度受多个环境因子的影响,叶绿素a浓度与水温、溶解氧、总磷及高锰酸盐指数呈显着正相关,与透明度、溶解性总氮和溶解性总磷呈极显着负相关;RDA分析表明,13个优势种与11个环境因子存在显着相关性。水温、p H、悬浮质、高锰酸盐指数、氨氮、硝态氮和磷酸盐是影响浮游植物群落结构演替主要环境变量。在太湖蓝藻水华程度未有效改观情况下,其连通河道梁溪河的水质自动监测系统对藻颗粒通量监测的研究发现,梁溪河水体营养盐及叶绿素a浓度受梅梁湾来水影响巨大。另外,与太湖连通的河道望虞河及其西部湖荡水质与藻类群落结构有明显差异,污染来源不同使水体水质存在差异,对不同藻类贡献程度也不同。
吴锦涛[6]（2021）在《渭河流域生态系统健康评价研究》文中研究表明河流生态系统对于自然界的物质能量循环和人类的生存发展有着重要的作用。随着人类社会生产的发展和对环境影响力度的加大,河流受到人类活动干扰的程度逐渐增加,河流的健康问题日益显现,并引起全球范围内的关注。从河流生态系统保护的角度出发,建立河流健康评价体系,关注河流与其所在生态系统之间的多方面联系,准确有效地评价流域水环境健康状况,对保障河流生态安全具有重要的现实意义。本研究以渭河流域为研究对象,以2017年渭河流域生态环境调查为基础,构建了涵盖水域生境结构、水生生物以及陆域生态格局、生态功能和生态压力的渭河流域生态系统健康评价体系和方法,并对渭河流域生态系统健康状况进行评价。本论文的主要成果如下:1)根据对河流生态系统健康概念内涵的理解,构建了将陆域生态系统和水域生态系统包涵在内的河流生态系统健康评价指标体系。其中陆域生态系统指标包括森林覆盖率、重要生境保持率、水源涵养功能、人口密度和建设用地比例,共5个指标;水域生态系统指标包括水系连通率、水质状况、鱼类生物完整性、大型无脊椎动物完整性、浮游动物多样性和浮游植物多样性,共6个指标。并采用熵权法对各指标赋权,建立了渭河流域生态系统健康综合评价方法。2)对渭河流域进行土地利用、地表覆盖、社会经济等方面的资料搜集,并在全流域49个点位进行实地调查以及水生生物采集,在对获取到的数据进行进一步处理后,对渭河流域进行了生态系统健康评价。渭河流域的生态系统健康综合评价结果为:渭河干流的生态系统健康综合评价得分为55.15;泾河的生态系统健康综合评价得分为58.81;北洛河的生态系统健康综合评价得分为57.11,健康级别均属于“一般”级别。3)对渭河流域生态健康评价指标进行空间分布特征分析,发现不同指标对流域生态系统健康的评价结果差异显着,同一指标也在不同的评估单元中存在较为明显的差异。而从渭河流域生态系统健康评价综合指标来看,渭河流域各评估单元的生态系统健康评价结果差别不大,分值范围在53～66之间,除北洛河中游的评价结果为“良好”外,其余评估单元的评价结果均为“一般”。4)在各评价指标中,水质状况、鱼类生物完整性、大型无脊椎动物完整性、浮游动物多样性、重要生境保持率分值最低,反映了水域生态系统的指标是影响渭河流域生态系统健康的主要因素。此外,基于不同水生生物得到的生态健康评价指标的评价结果存在较大差异,表明单个生物群落的评估结果偏向于群落的生境适宜性,综合评价结果更能反映整体健康状况。
孙世鹏[7]（2021）在《安肇新河流域底栖硅藻群落构建机制及其多样性格局》文中研究指明河流生态系统是全球生物多样性研究的热点领域之一,为维持河流内的生物群落和栖息地环境提供了重要保障。探索生物多样性的形成和维持机制,一直以来也都是生态学研究的核心问题。底栖硅藻是河流生态系统中重要的初级生产者,其群落结构的改变往往反映周围环境条件的变化,常应用于水环境监测中。安肇新河流域为典型的河流生态系统,位于松嫩平原中部,贯穿整个大庆市主城区,是减轻河道防洪压力和污染物排放的重要动力来源。然而,有关我国河流生态系统底栖硅藻群落构建机制的研究尚不充分,因此对于研究安肇新河流域底栖硅藻多样性及其维持机理具有重要的生态意义。本研究分别于2019年春、夏、秋三季和2020年秋季对安肇新河流域37个采样点进行标本的采集与鉴定,并测定各采样点的水体理化指标。利用冗余分析（RDA）、典范对应分析（CCA）等分析方法,从底栖硅藻物种多样性的维度研究底栖硅藻多样性特征和群落构建,并结合水环境因子探讨其群落构建的主要驱动因素。同时初步评估安肇新河流域的水体健康状况,为我国受损河流生态系统修复和多样性保护提供参考依据,本论文的主要研究结果如下:1.2019-2020年共鉴定底栖硅藻130种,隶属于2纲7目10科45属。菱形藻属（Nitzschia）的种类最多,舟形藻属（Navicula）次之。2019年安肇新河流域底栖硅藻的平均丰度为4.32×104 ind./cm2,2020秋季的平均丰度为6.84×104 ind./cm2。底栖硅藻的丰富度及其密度在时空分布上的变化明显,群落结构整体以舟形藻属、菱形藻属为主。2.2019-2020两年间共鉴定底栖硅藻优势种47种,共有优势种17种包括:分割形桥弯藻（Cymbella excisiformis Krammer）、威尼舟形藻（Navicula veneta Kützing）、史密斯胸膈藻两头变种（Mastogloia smithii var.amphicephala Grunow）、梅尼小环藻（Cyclotella meneghiniana Kützing）、簇生平格藻（Tabularia fasciculata Williams&Round）、Navicula cincta（Ehrenberg）Ralfs、韦内塔海生双眉藻（Amphora veneta Kützing）、谷皮菱形藻（Nitzschia palea（Kützing）W.Smith）、反曲菱形藻（Nitzschia reversa W.Smith）、Ulnaria danica（Kützing）Compère&Bukhtiyarova、钝脆杆藻沃切里变种（Fragilaria capucina var.vaucheriae（kützing）Lange-Bertalot sensu lato）、优美斜纹藻（pleurosigma decorum W.Smith）、小头端菱形藻（Nitzschia capitellata Hustedt）、弯棒杆藻（Rhopalodia gibba O.Müller）、克劳斯菱形藻（Nitzschia clausii Hantzsch）、布列双菱藻（Surirella brebissonii Krammer&Lange-Bertalot）、小型异极藻（Gomphonema parvulum（Kützing）Kützing）。SIMPER分析和ANOSIM分析显示了优势种在不同季节的演替特征,结果显示2019年春季主要以Navicula associata Lange-Bertalot和小型异极藻占据主导地位,而夏季、秋季则是以梅尼小环藻和普通等片藻（Diatoma vulgaris f.linearis Grunow）占据优势。3.2019-2020两年间安肇新河流域各采样点Shannon-Weaver多样性指数（H’）的变化范围为0.29～5.03;Simpson生态优势度指数（D）的变化范围是0.06～0.96;Margalef多样性指数（H）的变化范围是0.16～5.88;Pielou均匀度指数（J）的变化范围是0.07～0.96;多样性阈值（Dv）的变化范围是1.58～5.55;运动性硅藻百分比（M）的变化范围为0.0008～5.29;硅藻商指数（DQ）的变化范围为1.48～16.35。七种多样性指数的结果表明,安肇新河流域底栖硅藻种类丰富,多样性较好,在时间格局上变化较为明显。空间格局上,水库区域与湖泊区域受降雨、流速和流量等环境因素影响,水文特征变化明显,表明其群落构建的过程中主要受环境筛选作用的影响。4.研究期间安肇新河流域水温（WT）在4.3—27.4℃之间变化;p H在7.47—9.62之间波动;电导率（Sp Cond.）在124—5954μS/cm变化;溶解氧（DO）的变化范围为2.4—18.6 mg/L;浊度（Tur.）在7.8—200 NTU之间变化;总氮（TN）的变化范围是0.43—2.28 mg/L;总磷（TP）的变化范围是0.01—2.04 mg/L;化学需氧量(CODMn)的变化范围是1.24—29.69 mg/L;五日生化需氧量（BOD5）在0.10—15.53 mg/L之间波动。Pearson相关性分析表明,Sp C.与TN、TP和CODMn呈极显着正相关;WT与DO、p H呈极显着负相关;p H与Sp C.、TN和TP呈极显着负相关;Tur.与DO和BOD5呈显着负相关。5.安肇新河流域底栖硅藻群落格局与水环境因子关系密切,CCA分析和RDA分析表明,2019年TP（P=0.002）、WT（P=0.002）、DO（P=0.002）、BOD5（P=0.002）和TN（P=0.006）是影响安肇新河流域底栖硅藻群落构建的主要环境因子;2020年秋季WT（P=0.006）是驱动底栖硅藻群落结构变化的主要环境因素。6.本研究采用多种方法对安肇新河流域水质进行评价。基于地表水环境质量标准的评价结果显示两年间该水域多为Ⅲ、Ⅳ类水体,水质为中污染状态,主要的污染指标为TP和CODMn。基于综合营养状态指数法评价水体为轻度富营养—中度富营养状态。基于污染指示种评价水体为富营养状态,水体盐度较高。基于多样性指数的评价结果显示安肇新河流域水体整体为轻污染—中污染状态。综合以上几种水质评价手段,初步评价2019-2020年安肇新河流域水质总体呈中污染状态。
叶晓彤[8]（2020）在《城市河湖连通水系轮虫与浮游细菌群落生态学研究》文中研究说明城市河湖连通使不同水文特征水体相连构成具有环境异质性的水环境,为提高浮游动物多样性提供了多样性的生境条件。为研究亚热带城市河湖连通水系轮虫和浮游细菌群落结构对不同水体连通性和异质性的响应,于2018-2019年对常德连通水系（柳叶湖-穿紫河-沅江）（15个站点）和广州连通水系（海珠湖-石榴岗河-珠江广州河段）（9个站点）分别进行了每季度1次调查。主要结果如下:1常德连通水系轮虫和浮游细菌群落特征:常德连通水系共检出轮虫85种,长肢多肢轮虫为该水系第一优势种轮虫。穿紫河轮虫群落组成与柳叶湖和沅江常德河段均呈中等相似,而柳叶湖和沅江常德河段呈中等不相似。轮虫年平均丰度以穿紫河最高,柳叶湖次之,沅江最低。冗余分析表明水温、营养盐、叶绿素a和溶氧是影响轮虫群落结构变化的主要环境因子。常德连通水系浮游细菌相对丰度最高的门类是变形菌门,其次是拟杆菌门,放线菌门和厚壁菌门。三类水体浮游细菌丰度年均值呈现:穿紫河>柳叶湖>沅江,三类水体年均值之间存在显着差异（p<0.05）。2广州连通水系轮虫和浮游细菌群落特征:广州连通水系共检出轮虫100种,广布多肢轮虫为该水系第一优势种轮虫。三类水体间轮虫种类组成呈中等相似。年平均丰度以珠江广州河段最高,海珠湖次之,石榴岗河最低。珠江广州河段轮虫群落的多样性指数均显着高于另外两类水体（p<0.05）。RDA分析表明水温、叶绿素a和总氮是影响轮虫群落结构变化的主要环境因子。广州连通水系最丰富的浮游细菌门类是变形菌门,其次是拟杆菌门、厚壁菌门、放线菌门和蓝细菌门。三类水体浮游细菌丰度年均值呈现:海珠湖>石榴岗河>珠江广州河段,海珠湖和石榴岗河丰度年均值显着高于珠江广州河段（p<0.05）。3常德和广州连通水系环境特征与轮虫及细菌的关系:常德连通水系整体呈中营养状态,其水质优于广州连通水系。广州水系三类水体均达到中度富营养化状态。广州水系的轮虫种类数、年平均丰度和多样性指数均高于常德水系,沅江常德河段和珠江广州河段轮虫的群落结构差异最大。Bray-Curtis聚类分析和MDS分析显示两水系轮虫群落均呈现春冬-夏秋分化模式。两个水系浮游细菌丰度峰值均出现在秋季,细菌丰度年均值差异不显着（p>0.05）。RDA分析表明水温是影响两水系轮虫和浮游细菌群落结构变化的最重要因素。两水系轮虫丰度与浮游细菌丰度存在正相关关系,长肢多肢轮虫和浮游细菌（拟杆菌门、厚壁菌门和α-变形菌纲）与富营养化水平显着相关（p<0.05）。城市河湖连通有利于提升水体的自净能力和水资源利用效率。轮虫和浮游细菌可作为评价水体富营养化水平的良好指示生物。珠江广州河段在2个河湖连通水系6个调查水体中污染最严重,加强珠江广州城市河段水环境保护和管理显得尤为迫切。
吴巍[9]（2020）在《时空间行为视角下城市建成环境与居民生活能耗关系研究 ——以宁波市为例》文中研究指明随着城市发展的核心目标从空间扩张转向居民生活质量的提升,在城镇化高速发展导致生活能耗加剧的背景下,生活能耗形成机理、影响因素以及其与城市建成环境的关系已成为城市规划领域研究热点。充分认识建成环境对生活能耗影响的机理和规律特征,并积极发挥建成环境在降低居民生活能耗方面的作用,对于构建低碳城市具有重要意义。然而,既有关于建成环境对生活能耗影响研究存在不足,主要表现在:影响生活能耗的因素众多,既有研究考虑影响因素存在片面性;建成环境对生活能耗影响的途径、方向和程度结论模糊,建筑密度对住宅能耗的影响尚存在争议;缺乏建成环境对生活能耗影响的评价指标体系,尚未对建成环境各要素对生活能耗的影响程度排序;研究大多局限于欧美城市,主要关注的是低密度和扁平化程度较高的建成环境,我国城市建成环境特征与国外城市具有明显区别,国外研究结果是否适用于我国城市有待进一步验证。鉴于此,本文在时空间行为视角下,基于时间地理学理论,搭建了建成环境对生活能耗影响研究的理论架构,基于计量经济学理论,构建了包含城市建成环境、家庭社会经济特征、居民个人生活方式和节能态度变量在内的生活能耗分析模型。以宁波市为例,基于9个社区样本、598个住宅样本和22112个交通出行样本,依托入户调研获取的数据,首先,利用多元线性回归方法,从多个维度系统分析了建成环境与生活能耗的关系,揭示了建成环境对生活能耗的影响机理,通过将量化分析结果向规律性特征转述,提出了建成环境对生活能耗影响存在的规律特征。其次,在生活能耗控制导向下,利用层次分析和线性回归相结合的方法,综合评价了建成环境各指标对生活能耗的影响程度。最后,基于量化分析结果,提出了有利于降低生活能耗的建成环境规划引导措施,通过将量化分析向规划响应的推导,实现量化结果的规划应用。本研究与以往研究不同的发现主要包括:第一,不同气候环境下建成环境对住宅能耗的影响存在差异,对于夏热冬冷地区的宁波市而言,建筑密度对住宅能耗呈显着正相关影响,容积率呈显着负相关影响;第二,与欧美国家城市相比,住宅是否有树阴遮挡和临近水系对能耗影响并不显着;第三,开发强度较大的单元式住宅能耗更容易受到室外热岛效应、太阳能辐射等微环境的影响;第四,道路交叉口密度虽然对通勤出行能耗呈显着负相关影响,但其对高能耗方式出行能耗呈显着正相关影响;第五,土地混合利用程度对宁波市交通出行能耗影响程度相对较大,而道路交叉口密度对欧美国家城市交通出行能耗影响程度相对较大;第六,以通勤为目的的出行能耗更容易受到建成环境的影响;第七,开车等高能耗方式的出行能耗对建成环境的敏感性相对较高;第八,建成环境各指标对生活能耗影响程度由高到低依次是:土地混合利用程度和与工作地点距离、住宅类型、建筑朝向、住宅面积、建筑密度和容积率、服务设施可达性、道路交叉口密度、人口密度。研究认为,生活能耗控制导向下的建成环境规划设计引导,应该以城市生态学为理论基础,从优化室内外微环境的视角提出住宅建筑规划布局引导措施,从提高目的地可达性的视角提出土地混合利用引导措施,从促进低碳方式出行的视角提出道路设计引导措施。因此,研究聚焦住宅建筑规划布局、土地混合利用和道路设计三方面,针对宁波市规划设计规范中空白和相对滞后的内容,借助能耗模拟分析,逐步探讨了住宅相对节能的“户—单元—单栋建筑—空间布局”,通过比较不同的方案,分别探讨了社区层面、街区层面和建筑层面不同功能用地的混合比例与布局方式,通过递推演算的方法,从居住区和商业区路网密度与道路交叉口密度、城市主干道交叉口设计以及居住区交通微循环等方面提出了优化建议。
李屹[10]（2019）在《目标与容量控制相结合的海河干流水质适应性管控技术研究》文中研究指明由于天然径流短缺和闸坝控制等因素影响,海河干流已然成为典型的人工水位控制的缓滞流景观河道,近年来发生了藻华爆发、暴雨后水质恶化等一系列水环境与景观问题。2015年国务院发布的《水污染防治行动计划》,对包括海河干流在内的河湖水体水污染防治工作提出了总体要求和目标。作为天津市的最重要景观河流及备用水水源地,海河干流的水质保持与改善将是天津乃至全国水十条工作的重要内容。因此,海河干流流域急需研究制订科学、合理的基于断面水质达标的流域污染源（点源及非点源）负荷管控方案。该论文基于GIS技术进行了控制单位划分,并按调水期（4～11月）和非调水期（12～3月）分别进行点源和非点源的水污染负荷输入与水环境容量计算,以容量总量控制为核心提出了海河干流控制断面水质达标管控方案,从而为海河干流流域的水环境改善提供技术支撑。工程博士论文主要研究内容与成果如下:（1）基于近年来天津市污染源调查结果进行了海河干流不同控制单元污染排放与入河量核算,结果表明,化学需氧量(CODCr)、氨氮（NH3-N）、总氮（TN）、总磷（TP）入河量下游段最高,分别为:2518.07 t/a、380.32 t/a、638.10t/a、31.51 t/a。非点源污染入河量核算结果表明,CODCr、NH3-N、TN、TP入河量中游段最高,分别为5633.44 t/a、141.75 t/a、328.48 t/a、86.87 t/a。暴雨径流输入是非点源污染入河负荷中最主要的贡献源。（2）综合调水期一维河流水质模型、非调水期水库水质模型的计算方法,建立了海河干流水环境容量计算模型。水环境容量核算结果表明,在调水期,由于有固定外调水量输入,海河干流CODCr、NH3-N、TN、TP的理想水环境容量分别为36477.07 t、935.89 t、833.81 t、97.92 t。在确保断面达标前提下,海河干流汇流段、上游段、中游段、下游段控制单元污染负荷削减率应达到27.8%、84.87%、90.96%、23.17%;在非调水期,海河干流CODCr、NH3-N、TN、TP的理想水环境容量分别为415.98 t、10.44 t、0.44 t、2.09 t,点源污染输入负荷远超理想水环境容量。在确保断面达标前提下,海河干流汇流段、上游段、中游段、下游段控制单元污染负荷削减率应分别达到94.18%、96.49%、89.61%、96.81%。（3）以容量总量控制为核心,提出海河干流各控制单元陆域水污染物的排放总量控制要求,及水质适应性管理方案。海河干流的水质目标适应性管理主要包括问题识别、方案设计、方案执行、监测评估、方案调整等五个阶段,尤其是在管理实践中要对方案实施结果进行及时监测评估,并通过反馈适时调整水质改善目标和具体方案。海河干流水质改善应重点通过工程/管理措施进行外源性营养负荷削减,同时考虑与周边水系的联通与水力调度,并兼顾水体生态修复与藻华应急处理。该工程博士论文研究的目标与容量控制相结合的海河干流水质适应性管理方案成果,已经被天津市生态环境局采纳,并在《天津市水污染防治工作方案》中的第二部分防治任务中应用,辅助制定污染排放和城市生活污染治理方案。
二、科学地评价水环境变化的原因及其利弊（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、科学地评价水环境变化的原因及其利弊（论文提纲范文）
（1）基于水系连通性的城水共生空间规划方法优化（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 水环境现状问题及产生原因 |
| 2.1 水文循环受阻引发水环境问题 |
| 2.2 城水体系分离亟待多学科融合 |
| 3 水系连通性评价的方法体系构建 |
| 3.1 水系连通性评价指标体系 |
| 3.1.1 水面率 |
| 3.1.2 河网密度 |
| 3.1.3 水系弯曲度 |
| 3.1.4 水系分枝比 |
| 3.1.5 水系连通度 |
| 3.2 水系连通性的多维多尺度评价体系 |
| 3.2.1 河流水系连通的四维生态评价要点 |
| 3.2.2 水系连通性的多尺度评价要点 |
| 4 城水共生空间规划设计策略 |
| 4.1 水系结构优化策略 |
| 4.1.1 城市水面率合理控制 |
| 4.1.2 城市河网密度合理控制 |
| 4.1.3 城市水系分枝比合理控制 |
| 4.1.4 城市水系弯曲度合理控制 |
| 4.1.5 城市河湖水系连通度合理控制 |
| 4.2 多维连通性优化策略 |
| 4.2.1 垂向连通性优化——驳岸生态化处理 |
| 4.2.2 横向连通性优化——岸线断面生态弹性提升 |
| 4.2.3 动态连通性优化——河湖生态流量控制与补给 |
| 4.3 城水空间连通性优化策略 |
| 4.3.1 蓝绿空间的连通性 |
| 4.3.2 游憩与慢行系统的连通性 |
| 4.3.3 历史文化的连通性 |
| 5 城水共生规划实施保障 |
| 5.1 坚持部门协同与多线协调 |
| 5.2 蓝线分级划定与弹性管控 |
| 5.3 完善全周期实施管理体系 |
| 6 小结 |
（2）水网连通对大东湖富营养化的影响（论文提纲范文）
| 1 研究背景 |
| 2 研究区域 |
| (1)沙湖小循环： |
| (2)东湖中循环： |
| (3)大东湖大循环： |
| 3 研究方法 |
| 3.1 水生态环境数学模型构建 |
| 3.1.1 模型基本设置 |
| 3.1.2 模型边界条件设置 |
| ①入湖点源： |
| ②入湖面源： |
| ③底泥释放： |
| ④大气沉降： |
| ⑤气象条件、风况： |
| 3.1.3 模型参数率定验证 |
| 3.2 富营养化评价方法 |
| 4 研究结果 |
| 4.1 模拟工况设置 |
| 4.2 模拟结果分析 |
| 4.2.1 杨春湖 |
| 4.2.2 沙 湖 |
| 4.2.3 东 湖 |
| 4.2.4 严西湖 |
| 4.2.5 北 湖 |
| 4.3 富营养化影响评价 |
| 4.3.1 杨春湖 |
| 4.3.2 沙 湖 |
| 4.3.3 东 湖 |
| 4.3.4 严西湖 |
| 4.3.5 北 湖 |
| 5 结 论 |
（4）生态海绵城市设施运行效能监测与改善河道水质模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及目的 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 降雨径流污染控制研究现状 |
| 1.2.2 生态海绵技术控制面源污染研究现状 |
| 1.2.3 生态塘床系统 |
| 1.2.4 水质模型研究进展 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及流域水质综合评价 |
| 2.1 河流概况 |
| 2.1.1 总体概况 |
| 2.1.2 气候水文 |
| 2.1.3 降雨 |
| 2.1.4 土地利用与社会发展情况 |
| 2.2 流域水环境现状 |
| 2.2.1 治理前存在问题 |
| 2.2.2 水质变化 |
| 2.2.3 流域水环境治理工程概况 |
| 2.3 流域水质综合评价 |
| 2.3.1 引言 |
| 2.3.2 计算方法及流程 |
| 2.3.3 计算结果分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 面源污染生态化控制措施监测及效果分析 |
| 3.1 支流概况 |
| 3.1.1 现状排水体制 |
| 3.1.2 存在问题 |
| 3.1.3 系统设计与工艺流程 |
| 3.2 监测方法 |
| 3.2.1 采样地点的选择 |
| 3.2.2 采集指标及检验方法 |
| 3.2.3 监测降雨场次的选择 |
| 3.2.4 污染指标评价标准 |
| 3.2.5 水质采样 |
| 3.3 监测及结果 |
| 3.3.1 监测基本数据 |
| 3.3.2 结果分析 |
| 3.4 结果评价 |
| 3.4.1 污染物去除率统计学分析 |
| 3.4.2 进出水浓度差与进水浓度的关系 |
| 3.4.3 污染物去除率与降雨量的关系 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 模型原理及建立 |
| 4.1 MIKE11 模型 |
| 4.1.1 MIKE11 模型简介 |
| 4.1.2 MIKE11 水动力模块 |
| 4.1.3 MIKE11 水质模块 |
| 4.2 水动力模块的建立 |
| 4.2.1 河网概化 |
| 4.2.2 断面设定 |
| 4.2.3 边界条件 |
| 4.2.4 参数设置 |
| 4.2.5 模拟文件 |
| 4.3 水质模块的建立 |
| 4.3.1 水质参数与初始条件 |
| 4.3.2 扩散系数与衰减系数 |
| 4.3.3 边界条件 |
| 4.4 降雨径流模块的建立 |
| 4.5 模型的参数及率定 |
| 4.5.1 水动力参数率定 |
| 4.5.2 水质参数率定 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 模拟分析 |
| 5.1 模拟情景设置 |
| 5.2 工况设置 |
| 5.2.1 降雨条件的设置 |
| 5.2.2 径流量的计算 |
| 5.2.3 工况设定 |
| 5.2.4 初始情况模拟 |
| 5.3 水质变化模拟 |
| 5.3.1 单个支流点位 |
| 5.3.2 多个支流点位 |
| 5.3.3 支流点位组合 |
| 5.4 建议 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
（5）湖泊蓝藻水华在连通河道的扩散特征及水质影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国内外引水工程及调控效果 |
| 1.2.2 河湖连通对河道水质的影响 |
| 1.2.3 蓝藻生长及扩散的影响因素 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 主要研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 梁溪河藻颗粒通量自动监测方法有效性验证 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域概况 |
| 2.2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.3 河道断面叶绿素a剖面测定 |
| 2.2.4 人工监测藻颗粒通量方法建立 |
| 2.2.5 自动监测藻颗粒通量方法建立 |
| 2.2.6 数据获取及处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 叶绿素a空间分布特征 |
| 2.3.2 湖泊排水流量与排入河道藻量变化 |
| 2.3.3 梁溪河水质变化 |
| 2.3.4 湖泊排入河道藻颗粒通量 |
| 2.3.5 相关性与差异性分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 藻颗粒通量的影响因素 |
| 2.4.2 传感器自动监测代表性与优势性探讨 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 梁溪河藻颗粒变化及其水质效应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区域概况 |
| 3.2.2 样品采集与分析 |
| 3.2.3 河道水体颗粒态有机物通量估算 |
| 3.2.4 数据获取及处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 梅梁湾排水量与梁溪河藻颗粒通量 |
| 3.3.2 太湖主要环湖河道水质 |
| 3.3.3 梁溪河水质空间变化特征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 藻颗粒对河道氮、磷形态和浓度的影响 |
| 3.4.2 梅梁湾泵站调水状况探讨 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 河-湖-荡连通水质及藻类群落结构差异 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区域概况 |
| 4.2.2 样品采集与分析 |
| 4.2.3 数据处理与统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 浮游植物群落结构 |
| 4.3.2 浮游植物生物量 |
| 4.3.3 浮游植物优势种 |
| 4.3.4 叶绿素a时空分布 |
| 4.3.5 水质时空变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 叶绿素a与环境因子的相关性 |
| 4.4.2 藻类与环境因子的RDA分析 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:论文发表情况 |
| 论文发表情况 |
（6）渭河流域生态系统健康评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 流域水生态健康评价研究进展 |
| 1.2.1 河流生态健康概念及内涵 |
| 1.2.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 研究区域与生态健康评价体系构建 |
| 2.1 研究区域概括 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 自然环境概括 |
| 2.1.3 社会经济概括 |
| 2.2 评价目标与评价思路 |
| 2.2.1 评价目标 |
| 2.2.2 评价思路 |
| 2.3 评价指标体系构建 |
| 2.3.1 评价框架构建与指标选取 |
| 2.3.2 指标权重确定 |
| 2.3.3 指标含义与评价标准 |
| 第三章 渭河流域生态健康评价因子调查分析 |
| 3.1 陆域生态系统评价数据采集与分析 |
| 3.1.1 流域土地利用调查 |
| 3.1.2 生态格局要素调查 |
| 3.1.3 生态功能要素调查 |
| 3.1.4 生态压力调查 |
| 3.2 水域生态系统评价因子采集与分析 |
| 3.2.1 生境结构要素调查 |
| 3.2.2 水生生物要素调查 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 渭河流域生态系统健康评价 |
| 4.1 生态系统健康指标评估 |
| 4.1.1 陆域生态系统健康评估 |
| 4.1.2 水域生态系统健康评估 |
| 4.2 流域生态系统健康综合评价 |
| 4.2.1 综合指数评价方法概述 |
| 4.2.2 指标层健康指数评估汇总 |
| 4.2.3 流域生态系统健康综合评估 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 渭河流域生态健康状况特征分析 |
| 4.3.2 渭河流域生态健康水平与评价指标的关系 |
| 4.3.3 不确定性讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 研究特色与创新点 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间取得的科研成果 |
（7）安肇新河流域底栖硅藻群落构建机制及其多样性格局（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 河流生态系统 |
| 1.1.1 河流生态系统研究概述 |
| 1.1.2 河流生态系统生物多样性 |
| 1.1.3 河流生态系统健康 |
| 1.2 硅藻植物 |
| 1.2.1 硅藻植物概述 |
| 1.2.2 影响硅藻生长的环境因素 |
| 1.2.3 硅藻在河流监测及生态健康评价中的应用 |
| 1.3 安肇新河流域自然概况与研究现状 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 第2章 安肇新河流域底栖硅藻群落结构动态变化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样点设置 |
| 2.2.2 底栖硅藻采集 |
| 2.2.3 硅藻制片及标本鉴定 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 安肇新河流域底栖硅藻种类组成及其动态变化 |
| 2.3.2 安肇新河流域底栖硅藻丰度的动态变化 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 安肇新河流域底栖硅藻多样性指数分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 计算方法 |
| 3.2.1 Shannon-Weaver多样性指数(H') |
| 3.2.2 Simpson's生态优势度指数(D) |
| 3.2.3 Margalef多样性指数(H) |
| 3.2.4 Pielou均匀度指数(J) |
| 3.2.5 多样性阈值(Dv) |
| 3.2.6 运动性硅藻百分比(M) |
| 3.2.7 硅藻商指数(DQ) |
| 3.3 分析结果 |
| 3.3.1 安肇新河流域Shannon-Weaver多样性指数 |
| 3.3.2 安肇新河流域Simpson's生态优势度指数 |
| 3.3.3 安肇新河流域Margalef多样性指数 |
| 3.3.4 安肇新河流域Pielou均匀度指数 |
| 3.3.5 安肇新河流域多样性阈值 |
| 3.3.6 安肇新河流域运动性硅藻百分比 |
| 3.3.7 安肇新河流域硅藻商指数 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 安肇新河流域底栖硅藻群落结构与环境因子相关性分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 安肇新河流域水温(WT)的变化特征 |
| 4.3.2 安肇新河流域酸碱度(p H)的变化特征 |
| 4.3.3 安肇新河流域电导率(Sp Cond.)的变化特征 |
| 4.3.4 安肇新河流域溶解氧(DO)的变化特征 |
| 4.3.5 安肇新河流域浊度(Tur.)的变化特征 |
| 4.3.6 安肇新河流域总氮(TN)的变化特征 |
| 4.3.7 安肇新河流域总磷(TP)的变化特征 |
| 4.3.8 安肇新河流域化学需氧量(COD_(Mn))的变化特征 |
| 4.3.9 安肇新河流域五日生化需氧量(BOD_5)的变化特征 |
| 4.4 安肇新河流域各环境因子相关性分析 |
| 4.5 安肇新河流域底栖硅藻与环境因子相关性分析 |
| 4.5.1 2019 年安肇新河流域底栖硅藻与环境因子相关性分析 |
| 4.5.2 2020 年秋季安肇新河流域底栖硅藻与环境因子相关性分析 |
| 4.6 讨论 |
| 4.7 小结 |
| 第5章 安肇新河流域水质初步评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 溶解氧 |
| 5.2.2 高锰酸盐指数 |
| 5.2.3 五日生化需氧量 |
| 5.2.4 总氮 |
| 5.2.5 总磷 |
| 5.2.6 综合营养状态指数(TSI_M) |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 基于地表水环境质量标准评价安肇新河流域水质 |
| 5.3.2 基于综合营养状态指数法评价安肇新河流域水质 |
| 5.3.3 基于污染指示种评价安肇新河流域水质 |
| 5.3.4 基于多样性指数评价安肇新河流域水质 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 图版及说明 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（8）城市河湖连通水系轮虫与浮游细菌群落生态学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 城市河湖连通水系生态学研究进展 |
| 1.1 城市河湖连通水系环境特征与功能 |
| 1.2 淡水轮虫群落生态学研究进展 |
| 1.2.1 轮虫概况 |
| 1.2.2 河湖水体轮虫群落结构特征 |
| 1.2.3 轮虫群落对环境因子的响应 |
| 1.3 浮游细菌与环境的关系 |
| 1.3.1 浮游细菌研究概况 |
| 1.3.2 浮游细菌与其它生物类群及环境因子的关系 |
| 1.4 研究内容、目的与意义 |
| 第二章 常德河湖连通水系轮虫和细菌群落对环境因子变化的响应 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 样点设置和采样时间 |
| 2.1.2 样品采集与分析 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 理化环境特征 |
| 2.2.2 轮虫群落结构特征 |
| 2.2.3 浮游细菌群落特征 |
| 2.2.4 浮游细菌与轮虫和环境因子的关系 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 常德河湖连通水系水环境特征 |
| 2.3.2 影响轮虫群落变化的环境因子 |
| 2.3.3 轮虫群落变化对水体连通的响应 |
| 2.3.4 浮游细菌与轮虫和环境因子的关系 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 广州河湖连通水系轮虫和细菌群落对环境因子变化的响应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样点设置和采样时间 |
| 3.1.2 样品采集与分析 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 理化环境特征 |
| 3.2.2 轮虫群落结构特征 |
| 3.2.3 浮游细菌群落特征 |
| 3.2.4 浮游细菌与轮虫和环境因子的关系 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 广州河湖连通水系水环境特征 |
| 3.3.2 影响轮虫群落变化的环境因子 |
| 3.3.3 轮虫群落变化对水体连通的响应 |
| 3.3.4 浮游细菌与轮虫和环境因子的关系 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 常德和广州河湖连通水系轮虫和细菌群落与水环境特征的比较 |
| 4.1 常德和广州连通水系环境和生物群落结构的比较 |
| 4.1.1 水环境因子及综合营养指数比较 |
| 4.1.2 轮虫和浮游细菌群落结构特征比较 |
| 4.1.3 轮虫和浮游细菌对富营养水平的响应 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 水环境特征比较 |
| 4.2.2 轮虫群落特征比较 |
| 4.2.3 轮虫和浮游细菌与水体富营养化水平的关系 |
| 4.2.4 河湖连通水系的生态效益分析 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 结论、创新点与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在学期间科研和学术交流情况 |
| 致谢 |
（9）时空间行为视角下城市建成环境与居民生活能耗关系研究 ——以宁波市为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 城镇化高速发展和能源消耗加剧的城市矛盾 |
| 1.1.2 关注居民时空间行为的城市规划研究视角转型 |
| 1.1.3 建成环境与生活能耗关系研究存在的不足 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.2.1 理论意义 |
| 1.2.2 现实意义 |
| 1.3 研究范围界定 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法 |
| 1.6 论文结构 |
| 第2章 建成环境与生活能耗关系研究的理论基础和文献综述 |
| 2.1 建成环境与生活能耗关系研究的理论基础 |
| 2.1.1 时间地理学:揭示个人行为与客观制约因素的关系 |
| 2.1.2 计量经济学:解释不同经济变量之间的实证关系 |
| 2.1.3 城市生态学:以可持续发展原则协调人与城市的关系 |
| 2.2 时空间行为视角下居民生活能耗梳理 |
| 2.2.1 以人为本的时空间行为涵义及研究趋势 |
| 2.2.2 基于生活行为界定与辨析生活能耗的概念 |
| 2.2.3 生活行为诱发生活能耗的形成机理 |
| 2.2.4 客观和主观因素对生活能耗的影响 |
| 2.3 居民生活视角下建成环境辨识 |
| 2.3.1 围绕居民生活界定与辨析建成环境的概念 |
| 2.3.2 与居民生活联系密切的建成环境构成要素梳理 |
| 2.3.3 与生活能耗相关的建成环境各要素构成模式辨析 |
| 2.3.4 影响建成环境形成的多维度因素 |
| 2.4 建成环境对生活能耗影响研究的文献综述 |
| 2.4.1 建成环境对生活能耗影响研究的变量选取综述 |
| 2.4.2 建成环境对生活能耗影响研究的数据获取综述 |
| 2.4.3 建成环境对生活能耗影响研究的分析方法综述 |
| 2.5 理论基础和文献综述对本研究的启示 |
| 2.5.1 基于时间地理学搭建理论架构 |
| 2.5.2 基于计量经济学构建分析模型 |
| 2.5.3 基于城市生态学评价建成环境并提出规划引导措施 |
| 2.5.4 明确变量选取视角为居民时空间行为 |
| 2.5.5 明确数据获取途径为入户调研和指标测度 |
| 2.5.6 将比较分析、统计分析、模拟分析有机结合 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 建成环境对生活能耗影响的研究设计 |
| 3.1 建成环境对生活能耗影响研究的理论架构与思路框架 |
| 3.1.1 基于“环境—行为—能耗”三者逻辑关系的理论架构搭建 |
| 3.1.2 由比较分析向统计分析递进的思路框架确立 |
| 3.2 建成环境对生活能耗影响研究的分析模型与变量 |
| 3.2.1 计量经济学下回归分析模型的构建 |
| 3.2.2 时空间行为下多维度变量的选取 |
| 3.2.3 由一般到特殊的回归分析模型表达与转化 |
| 3.2.4 基于多重共线性、异方差和内生性的回归分析模型基本假设 |
| 3.3 建成环境对生活能耗影响研究的样本选取 |
| 3.3.1 案例城市气候特征典型性和建成环境代表性分析 |
| 3.3.2 考虑类型多样、适于量化分析的社区样本选取 |
| 3.3.3 考虑类型全面、时空间分布均匀的住宅样本选取 |
| 3.3.4 考虑交通发生与吸引的出行样本选取 |
| 3.4 建成环境对生活能耗影响研究的数据获取 |
| 3.4.1 基于入户调研获取住宅能耗及相关数据 |
| 3.4.2 基于入户调研和能源强度因子获取交通出行能耗及相关数据 |
| 3.4.3 基于指标测度和入户调研获取建成环境数据 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 建成环境对住宅能耗的影响研究 |
| 4.1 与住宅能耗相关的建成环境各要素特征辨析 |
| 4.1.1 居住区空间布局形式 |
| 4.1.2 土地开发强度分布规律 |
| 4.1.3 住宅建筑类型、面积和高度 |
| 4.1.4 社区和居住小区层面道路朝向类别 |
| 4.1.5 开敞空间及地表覆盖物分布规律 |
| 4.2 多层面住宅能耗特征分析 |
| 4.3 建成环境各要素不同模式下住宅能耗差异性比较 |
| 4.4 建成环境对住宅能耗影响研究的变量数据转化与统计 |
| 4.4.1 住宅能耗数据转化与统计 |
| 4.4.2 影响住宅能耗的建成环境变量选取及数据转化与统计 |
| 4.4.3 其他影响住宅能耗的变量选取及数据转化与统计 |
| 4.5 建成环境对总体住宅能耗影响的统计分析 |
| 4.5.1 基于相关性分析预判总体住宅能耗与各影响因素的关系 |
| 4.5.2 基于回归模型解析建成环境对总体住宅能耗的影响 |
| 4.6 建成环境对不同类型住宅能耗影响的统计分析 |
| 4.6.1 不同类型住宅能耗与各影响因素的数据统计 |
| 4.6.2 不同类型住宅能耗与各影响因素的关联性预判 |
| 4.6.3 建成环境对不同类型住宅能耗影响的回归结果比较与解析 |
| 4.7 建成环境对不同时期住宅能耗影响的统计分析 |
| 4.7.1 不同时期住宅能耗与各影响因素的数据统计 |
| 4.7.2 不同时期住宅能耗与各影响因素的关联性预判 |
| 4.7.3 建成环境对不同时期住宅能耗影响的回归结果比较与解析 |
| 4.8 生活行为导向下建成环境对住宅能耗的影响解析 |
| 4.9 本章小结 |
| 第5章 建成环境对交通出行能耗的影响研究 |
| 5.1 与交通出行能耗相关的建成环境各要素特征辨析 |
| 5.1.1 开发强度分布规律 |
| 5.1.2 土地混合利用程度差异 |
| 5.1.3 教育、医疗、商业设施可达性分布规律及职住距离差异 |
| 5.1.4 路网密度分布规律及路网布局形式 |
| 5.1.5 公交站点邻近度分布规律 |
| 5.2 交通出行及能耗特征归纳 |
| 5.3 建成环境各要素不同模式下交通出行能耗差异性比较 |
| 5.4 建成环境对交通出行能耗影响研究的变量数据转化与统计 |
| 5.4.1 交通出行能耗数据转化与统计 |
| 5.4.2 影响交通出行能耗的建成环境变量选取及数据转化与统计 |
| 5.4.3 其他影响交通出行能耗的变量选取及数据转化与统计 |
| 5.5 建成环境对交通总出行能耗影响的统计分析 |
| 5.5.1 基于相关性分析预判交通总出行能耗与各影响因素的关系 |
| 5.5.2 基于回归模型解析建成环境对交通总出行能耗的影响 |
| 5.6 建成环境对不同出行目的能耗影响的统计分析 |
| 5.6.1 以通勤和非通勤出行为依据划分出行目的 |
| 5.6.2 不同出行目的能耗与各影响因素的数据统计 |
| 5.6.3 不同出行目的能耗与各影响因素的关联性预判 |
| 5.6.4 建成环境对不同出行目的能耗影响的回归结果比较与解析 |
| 5.7 建成环境对不同出行方式能耗影响的统计分析 |
| 5.7.1 以交通工具使用为依据划分高能耗和低能耗出行方式 |
| 5.7.2 不同出行方式能耗与各影响因素的数据统计 |
| 5.7.3 不同出行方式能耗与各影响因素的关联性预判 |
| 5.7.4 建成环境对不同出行方式能耗影响的回归结果比较与解析 |
| 5.8 生活行为导向下建成环境对交通出行能耗的影响解析 |
| 5.9 本章小结 |
| 第6章 生活能耗控制导向下宁波市建成环境评价与规划引导 |
| 6.1 建成环境各指标对生活能耗影响程度评价 |
| 6.1.1 影响生活能耗的建成环境评价指标体系构建 |
| 6.1.2 建成环境各评价指标对生活能耗影响权重计算 |
| 6.1.3 建成环境各评价指标对生活能耗影响权重检验 |
| 6.2 生活能耗控制导向下建成环境规划设计引导 |
| 6.2.1 基于优化室内外微环境的住宅建筑规划布局引导 |
| 6.2.2 基于提高目的地可达性的土地混合利用引导 |
| 6.2.3 基于促进低碳方式出行的道路设计引导 |
| 6.2.4 基于降低生活能耗的规划评估引导 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 总结 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 未来展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 宁波市住宅能耗入户调研问卷 |
| 附录B 宁波市交通出行能耗入户调研问卷 |
| 附录C 能耗取对数前后指定分布对比图 |
| 附录D 各类能耗模型回归分析结果 |
| 附录E 各回归模型解释变量方差膨胀因子(VIF)一览 |
| 附录F 各样本社区建成环境评分表 |
| 附录G 住宅建筑能耗模拟参数设置信息 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（10）目标与容量控制相结合的海河干流水质适应性管控技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 水环境容量研究现状 |
| 1.2.2 水质目标管理研究进展 |
| 1.2.3 适应性管理研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 第2章 研究区域及研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.1.1 海河干流流域范围界定 |
| 2.1.2 海河干流水功能区划 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 流域控制单元划分与水系概化方法 |
| 2.2.2 污染源调查与污染负荷核算方法 |
| 2.2.3 水质模型建模理论及水环境容量计算方法 |
| 第3章 海河干流流域控制单元划分及水系概化 |
| 3.1 海河干流控制单元划分 |
| 3.2 海河干流水系及排污口概化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 海河干流污染源调查与污染负荷核算 |
| 4.1 点源污染 |
| 4.1.1 污水处理厂排水 |
| 4.1.2 工业企业废水排放 |
| 4.1.3 散排的城镇居民生活污水 |
| 4.1.4 点源污染入河负荷汇总 |
| 4.2 非点源(面源)污染 |
| 4.2.1 暴雨径流非点源污染 |
| 4.2.2 畜禽养殖污染流失 |
| 4.2.3 农村生活污水 |
| 4.2.4 非点源污染入河负荷汇总 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 海河干流水环境容量核算 |
| 5.1 模型参数确定 |
| 5.1.1 流量 |
| 5.1.2 流速 |
| 5.1.3 污染物综合衰减系数 |
| 5.1.4 控制断面现状水质及目标水质 |
| 5.2 调水期水环境容量测算结果 |
| 5.2.1 理想水环境容量测算与非点源污染入河负荷对比 |
| 5.2.2 水环境容量核算与点源污染入河负荷对比 |
| 5.2.3 可分配水环境容量 |
| 5.2.4 不同支流域的水环境容量计算 |
| 5.3 非调水期水环境容量测算 |
| 5.4 全年水环境容量核算分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 海河干流环境污染控制目标与重点区域确定 |
| 6.1 海河干流水环境污染控制目标 |
| 6.1.1 调水期不同控制单元污染源控制目标 |
| 6.1.2 非调水期不同控制单元污染源控制目标 |
| 6.2 海河干流污染控制重点区域确定 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 海河干流水质目标适应性管控方案研究 |
| 7.1 资料收集、补充监测及现状问题诊断 |
| 7.1.1 基本资料收集与补充监测 |
| 7.1.2 水质模型选择与确定 |
| 7.1.3 水质现状评价与问题识别 |
| 7.2 水质改善方案研究与确定 |
| 7.2.1 点源污染输入控制 |
| 7.2.2 非点源污染控制 |
| 7.2.3 海河干流河网水量水质综合调控 |
| 7.2.4 水体生态修复 |
| 7.2.5 水体藻华应急处理技术 |
| 7.3 方案执行与工程实施 |
| 7.4 监测与评估 |
| 7.5 方案调整与改进 |
| 7.6 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
四、科学地评价水环境变化的原因及其利弊（论文参考文献）
- [1]基于水系连通性的城水共生空间规划方法优化[A]. 胡歆悦,王世福. 面向高质量发展的空间治理——2021中国城市规划年会论文集（08城市生态规划）, 2021
- [2]水网连通对大东湖富营养化的影响[J]. 罗慧萍,唐见,曹慧群,赵科锋. 长江科学院院报, 2021(09)
- [3]博斯腾湖水质变化及其影响因素研究[D]. 陈世峰. 新疆师范大学, 2021
- [4]生态海绵城市设施运行效能监测与改善河道水质模拟研究[D]. 郑泽豪. 重庆交通大学, 2021
- [5]湖泊蓝藻水华在连通河道的扩散特征及水质影响[D]. 郭宇龙. 江南大学, 2021(01)
- [6]渭河流域生态系统健康评价研究[D]. 吴锦涛. 西北大学, 2021(12)
- [7]安肇新河流域底栖硅藻群落构建机制及其多样性格局[D]. 孙世鹏. 哈尔滨师范大学, 2021(02)
- [8]城市河湖连通水系轮虫与浮游细菌群落生态学研究[D]. 叶晓彤. 暨南大学, 2020(03)
- [9]时空间行为视角下城市建成环境与居民生活能耗关系研究 ——以宁波市为例[D]. 吴巍. 天津大学, 2020(01)
- [10]目标与容量控制相结合的海河干流水质适应性管控技术研究[D]. 李屹. 天津大学, 2019(01)