一、利用生态工程降低湖体含磷量的研究（论文文献综述）
宋文超,万俊,符强,侯晓辉,邢宝龙[1]（2019）在《基于水质目标的人工生态湖运行方式研究》文中认为为研究如何长期保持人工生态湖水体清洁,以象湖为研究对象,应用MIKE 21水环境数值模拟软件,构建了象湖二维水动力和水质模型。通过对象湖生态工程进行模型概化,对湖区流场和水质进行研究,模拟计算了不同补水方式、换水方案下湖区流场变化及湖体水质演化过程,结果表明:在自然风条件下,湖区换水周期从西到东逐渐增加,在湖区东部,换水周期相近;在1 m3/s的换水流量下,湖区西部换水周期小于22 d,湖区东部换水周期为22～27 d;在6—9月换水6次,即在夏秋季高温天气时保持1 m3/s的换水流量可满足水质控制目标,若配套采用环湖湿地,夏秋季进行4次换水可达到水质管理目标。
范真[2]（2019）在《耐盐湿地植物的净水能力及腐烂分解研究》文中研究说明随着海洋资源的开发和经济社会的快速发展,我国水体咸化、富营养化问题突出,威胁着我国水资源安全、影响水体美观度和资源利用率。近年来,湿地植物在生态修复和打造水景等方面发挥着越来越重要的作用,然而当植物进入衰亡期后,植物残体分解产生的营养元素易造成水体的二次污染。筛选出耐盐和净化效果俱佳的湿地植物,并探讨植物残体管理方案,有助于为含盐富营养化水体的生态修复提供理论和实践技术指导。在对江苏东部河口海岸带典型湿地植物及其生长环境进行调研的基础上,选取出长势优良、景观效果好的水葱、再力花、花菖蒲、香蒲、千屈菜进行室内试验。通过水培实验,研究5种湿地植物在不同盐度下的耐盐能力,并筛选出2种湿地植物进行水质净化效果比较。随后进一步探究了不同盐度和生物量密度条件下,优选植物在腐烂之后对水体水质带来的变化以及植物残体中营养元素的迁移转化。研究结果表明:（1）盐胁迫下5种植物均具有一定的耐盐能力,可用于盐度3.5‰以下湿地的生态修复。从植株生长各项指标来看,5种湿地植物中水葱和千屈菜对盐胁迫适应性更强。选择水葱和千屈菜进一步研究植物的生理生化指标发现,就生长指标（相对生长率、株高增量等）以及生理指标（叶片相对含水量、相对电导率、丙二醛含量、脯氨酸、SOD活性等）对比,盐胁迫下水葱的生长适应能力明显优于千屈菜,耐盐性较强。低盐环境下,根是千屈菜截留Na+的主要器官,而水葱的耐盐方式可以积累盐分于体内而不受害。（2）通过不同盐度下水葱和千屈菜水质净化能力的比较,轻微的盐度（2.5‰）刺激,有利于水葱和千屈菜的生长以及对NH4+-N、TN、TP的去除;千屈菜在低盐环境下对TP、NH4+-N净化效果更好;高盐浓度下（大于5‰）水葱的净化效果明显优于千屈菜,对NO3--N、TN、TP去除率分别达到了39.5%-55.0%、33.6%-38.5%和63.9%-90.2%。在0‰-5‰盐度下,水葱和千屈菜均可以作为净化水质的植物;5‰以上盐浓度时,水葱是盐化富营养水体生态修复的首选植物。（3）在水葱残体腐烂分解试验中,水体营养元素呈现出前期快速上升、后期波动降低的过程,磷的释放速率优先于氮。不同盐度条件对腐烂过程中水体pH、DO、NO3--N、NH4+-N浓度的影响均达到了显着水平。当盐度为7.5‰时会干扰微生物活性,使水生植物的腐烂分解进程受到抑制。高盐条件下不利于微生物的硝化作用、固氮作用和对磷的束缚作用,因此植物残体的氮、磷含量均为最低。5‰及以下盐度对残体腐解率、单宁、含氮量等指标的影响不显着。（4）不同生物量密度条件下,水葱分解过程对水体水质的影响亦不相同。当残体投放量为0.3g/L时,可促进植物残体微生物的固氮作用,对水环境中TN、NO3--N、NH4+-N浓度造成不同程度的降低。因此,在水体中保留适量的植物残体,能在一定程度上降低水环境的氮负荷。高生物量密度处理下（0.6-0.9g/L）水体氮磷营养盐释放量大,耗氧较多,特别是TP浓度快速升高,因此需注意及时打捞湿地枯落物,控制湿地环境中的枯落物数量。
彭宁彦[3]（2019）在《抚河故道湿地植物水环境效应研究》文中指出河岸带湿地植物对河流水体的净化发挥着重要作用。本文通过不同时间段对抚河故道湿地植物群落物种和生物量进行了详细调查,从而探清抚河故道植物群落特征和优势种分布、生长动态。开展室内实验,分析了抚河故道两种优势种和沉水植物黑藻（Hydrilla verticillata）对水体主要参数和底泥氮、磷的影响,测算了三种植物吸收和转化途径对水体和底泥氮磷的去除量。通过监测抚河故道植被区和非植被区水质参数,分析湿地植被对河流水体氮磷营养盐、溶氧、氧化还原电位和悬浮颗粒物浓度的影响,评估湿地植被对河流水体水质改善作用。研究主要结果如下:1.通过对抚河故道全年考察,记录了河岸湿地带采集的全部湿地植物种类,共计全部种类35科68属81种,其中凤眼莲（Eichhornia crassipes）和菰（Zizania latifolia）出现频次占调查总样方数的51.8%和54.27%,为抚河故道的优势种。两种植物的单位面积生物量都在3月最小,9月达到最大。2.通过室内控制实验发现,相比于菰,凤眼莲和黑藻对水体氮的影响更加显着,而菰主要利用沉积物中氮、磷。相比于无植物处理组,黑藻能明显提升水体溶氧量和pH值,而凤眼莲则降低水体溶氧和pH。三种植物中凤眼莲和黑藻对水体总氮去除效果显着,而菰对水体总氮去除效果不明显。三种植物对水体总磷的影响都不明显。实验期间（6-11月）凤眼莲、黑藻、菰通过转化途径去除水体和底泥的氮、磷量分别为586.43mg/m2、307.21mg/m2、270.35mg/m2。3.通过对抚河故道河岸湿地植被带和主河道水质的分析比较发现,河岸湿地植物能够降低水体浊度、流速、悬浮物浓度和氮、磷营养盐含量,提高水体透明度。
黄娜[4]（2019）在《滇池流域富磷山区优势植物影响下土壤磷素赋存形态及其渗滤特征》文中研究说明滇池流域是云南省面源污染最严重的流域之一,流域内磷素的输移与控制成为该地区面源污染防控的重要内容。以往很多研究大多集中在农业面源污染的控制,但与此同时该流域区还分布着大面积的富磷山区,较高背景值的土壤磷素极易随径流迁移至湖体加剧水体富营养化程度。因此,控制富磷山区土壤磷素流失是滇池水体富营养化防控的重点之一。为了了解滇池流域富磷退化山区磷素流失特征,本研究选择富磷山区内优势植物——云南松和蔗茅作为研究对象,通过采集植物影响下的土壤,分析土壤磷素形态赋存特征,并结合室内模拟渗滤实验,确定土壤磷素渗滤流失特征以及主要影响因子,以期为富磷退化山区的生态恢复及磷素污染控制提供数据支撑及依据。主要研究结果如下:（1）对野外土壤磷素形态的分析表明,在水平方向上,云南松和蔗茅影响下的冠内与冠外土壤磷素含量未呈现明显的变化趋势;而在垂直方向上,云南松全磷的含量随着土层深度呈现增加的趋势,蔗茅的全磷含量变化则不明显;在时期上,云南松雨季中期的全磷含量高于雨季前期和雨季后期。多因素方差分析表明:采样位置、土壤深度及其二者相互作用均对云南松和蔗茅影响下的土壤全磷及有效磷含量具有显着的影响。结合环境因子分析表明土壤有机质是影响云南松土壤磷素含量变化的主要因子。（2）对植物影响下的土壤Hedly磷素组分分析表明:两种植物影响下的土壤磷组分中均以NaOH-Po的含量最高,Water-P的含量最低。但云南松影响下的土壤磷组分含量由高到低依次为NaOH-Po>NaOH-Pi>D.HCl-Pi>Residual-P>C.HCl-Po>NaHC03-Po>C.HCl-Pi>NaHC03-Pi>Water-P,而蔗茅影响下的土壤磷组分含量由高到低依次为NaOH-Po>NaOH-Pi>C.HCl-Po>C.HCl-Pi>D.HCl-Pi>Residual-P>NaHC03-Po>NaHCO3-Pi>Water-P。按照活性磷、中活性磷和非活性磷占总磷的比例来看,两种植物影响下土壤磷素组分大致上呈现相似的比例范围,活性磷占4-6%左右,中活性磷占60%左右,非活性磷占30%左右。总体来说,土壤中无机磷含量占总磷含量的60-80%,而有机磷含量占总磷含量的10-30%,土壤中的磷素占主要的部分的是无机磷。（3）为了评估不同位点土壤磷素的流失风险,通过比较土壤水浸提总磷含量发现:在垂直方向上,随着土层深度的增加水浸提总磷呈现不断减少的趋势,而在水平方向上,云南松影响下的冠中位点磷素的流失量高于根旁和冠外,蔗茅影响下的未表现出明显的规律性。由土壤水浸提磷素组分含量表明,TPP和TDP是土壤磷素流失中比例较大的两种磷素形态。云南松影响下的土壤中水浸提总磷占土壤全磷含量的0.01%-0.15%之间,蔗茅水浸提总磷占土壤全磷含量的0.04%-0.39%之间。（4）为了了解云南松影响下土壤的磷素渗滤特征及其影响因子,采用模拟实验分析了不同土壤处理（低温、常温、常温+碳氮源）下土壤渗滤液中磷素的含量,分析表明0-20cm土层中的磷素渗滤流失量高于20-40cm,说明土壤表层的磷素更容易流失。其中颗粒态磷TPP是最容易流失的磷素形态,占总磷含量的一半以上。不同处理对磷素渗滤的影响大致表现为低温处理<常温处理<常温+碳氮源处理,说明土壤微生物在土壤磷素形态转化过程中起到了显着影响。结合研究结果,经讨论认为富磷退化山区内由于不同物种的存在导致土壤磷素含量及其组分在水平及垂直方向上具有较高的空间异质性,进而导致土壤磷素的渗滤特征发生改变。结合影响磷素行为的主要环境因素表明,土壤有机质含量影响土壤全磷和有效磷含量的变化、土壤微生物群落影响磷素的形态变化,由此影响了土壤磷素在地下输移的过程。
刘欣[5]（2017）在《中国磷循环格局演变及其资源与环境效应》文中研究指明磷是地球上生命系统所必需的营养元素之一并且具有不可替代性。磷资源的可持续供给关乎着粮食安全和人民生活质量。中国人口规模大,社会经济快速发展,对磷资源的需求日益增长。同时,在全球磷矿资源分布极度不均衡的背景下,中国亦在国际贸易中占有重要的地位,不断推动全球磷资源再分配。然而,当前中国的磷循环已经处于一种不可持续状态,一方面磷矿资源消耗量大,资源利用率不高,资源保障不容乐观;另一方面过量的磷排入地表水环境,引发水体富营养化,破坏水生态系统平衡。因此,系统把握中国磷循环格局演变及其资源与环境效应,将有助于更好地理解磷循环过程机制,为制定我国磷资源可持续利用战略提供新思路和决策依据,对保障农业和粮食安全、改善水环境质量、维护社会稳定具有重大意义。首先,本研究从磷资源开发利用全生命周期过程的角度出发,统筹考虑磷元素的资源属性和环境属性,将磷资源开发利用与磷废物处理排放归一化考虑,建立了具有拓扑结构的中国磷循环全景分析模型,重建了 1600-2012年中国磷循环格局演变过程;其次,本研究改进了区域涉磷活动的富营养化潜势空间化评估方法,量化了“涉磷活动-磷排放-磷环境归趋-生态系统损害”之间的响应关系,基于磷循环格局刻画了 2012年人类活动向水体磷排放的空间格局和富营养化潜势图谱,识别富营养化潜势的“热点”区域;最后,本研究将国际贸易理论从商品层面延伸到元素层面,构建了全球磷贸易与供需分析模型,解析了 1988-2012年全球及中国磷资源可获得性随供应链贸易再分配的过程。具体结果及主要结论如下:（1）本研究采用物质流分析方法建立了具有拓扑结构的中国磷循环全景分析模型,包括10类主要人类活动过程和4类环境介质（陆地、海洋、大气、水体）,并基于独立核算优先原则构建了 102条主要磷流的核算方法。该模型是迄今为止基于过程质量守恒原理建立的、时间范畴跨度长、涉磷过程涵盖丰富、磷流路径剖析深入的国家层面磷循环分析模型,在全面性、细致性、科学性上具有突出的优势。（2）本研究运用自主研发的中国磷循环全景分析模型,首次重建了中国近四个世纪（1600-2012年）的磷循环格局演变过程,发现中国磷循环已从1600年左右以自然活动为主导的简单稳态模式转变为当今以人为活动为主导的复杂格局,磷贸易格局已经由净进口变成净出口,农田土壤中磷赋存量从“耗竭态”转变为“蓄积态”,农业面源已成为重要的地表水体磷负荷来源。（3）为了验证长时间尺度磷循环测算结果的准确性,本研究对磷流的替代计算方法进行互动式交叉检查,验证了独立型核算磷流活动水平数据和涉磷参数的准确性。磷流核算结果对比前人研究,尽管存在一些不一致性,但总体结论基本一致。蒙特卡罗模拟的结果显示,早期磷流结果的不确定性更大,活动水平数据的不健全是造成大部分磷流不确定性的主要原因。（4）2012年中国人类活动向水体磷排放主要集中在中国大陆的东部与中部地区,长江中下游地区尤为明显,其中,最大单位网格磷排放量达到286吨,位于上海。相比于向水体磷排放的实物量,富营养化潜势的空间差异性更加明显,其中,长江中下游区域的富营养化潜势显着。究其原因在于,该区域不仅向水体排磷量大,并且水网密集,水生态系统对总磷浓度的变化也较为敏感。（5）全球磷资源可获得性从1988年的25.8 Tg-P yr-1增长到2012年的30.8 Tg-P yr-1。其中,中国的磷资源可获得性随磷净出口不断下降,但其全球占比上升快速。在磷供应链末端,约62%的磷资源可获得性主要集中在中国、印度、美国和巴西。公平性分析结果表明,全球磷资源可获得性空间分配的不公平程度随着时间和国际贸易的发生得到改善。
张志勇,严少华,徐寸发,刘海琴,张迎颖[6]（2017）在《水葫芦修复污染水体的功能及其在工程应用中所面临的挑战》文中指出水葫芦（凤眼莲,Eichhornia crassipes（Mart）Solms）具有繁殖速度快、生物产量大、吸收氮磷能力强等特点,被广泛地用于净化污染水体,是国内外学术界公认的水体修复的优势物种。然而,目前水葫芦修复污染水体多停留在研究试验阶段,并未在水体污染治理生态工程中得到大规模应用。文章系统地总结了水葫芦修复污染水体的功能,并分析了水葫芦规模化应用于污染水体治理工程中面临的挑战。有关研究表明,水葫芦对生活污水、工业废水、畜禽养殖废水、地表径流水与富营养化河流、湖泊、水库水体中的氮、磷、重金属、有机污染物等均有较强的去除效果;规模化种养水葫芦修复污染水体面临的主要挑战包括:潜在的生态风险高,收获难度大、成本高,处置利用困难,商业化生产可行性低等。针对这些瓶颈问题,文章提出了破解的思路和今后的研究重点:（1）研究规模化安全种养的可靠技术,如种养围栏设施的研发、水葫芦适宜种养水域的选择和适宜的水面覆盖度等,以防范规模化种养的潜在生态风险;（2）加强研发快速高效、规模匹配的打捞-运输联动专用装备,优化打捞、运输技术方案,以期提高打捞效率,降低打捞成本;（3）深入研究水葫芦固、液分离技术,研发高效机械脱水装备,解决水葫芦含水量高、挤压脱水难题;（4）创新水葫芦资源化利用工艺,充分开发水葫芦经济价值,并探索政府生态补偿政策和办法,建立生态补偿机制,吸引企业参与,推动规模化种养水葫芦治污的产业化生产、企业化运行。
张志勇,徐寸发,严少华,闻学政,秦红杰,王岩,刘海琴[7]（2017）在《凤眼莲生态修复工程改善滇池水质及湖体氮磷收支平衡》文中认为为了研究凤眼莲（Eichhornia crassipes）对滇池草海水体水质改善及湖体氮、磷归趋的影响,于2011-2013年在滇池草海实施了规模化控养凤眼莲生态修复富营养化湖泊水体的试验性工程。生态工程实施期间,监测草海水体总氮（TN）和总磷（TP）浓度及分析湖体TN、TP收支平衡。结果显示,草海水体TN和TP浓度均值分别由工程实施前（2006-2010年）的14.48 mg/L和0.60 mg/L降低至工程实施期间（2011-2013年）的7.09和0.36 mg/L,分别下降了51.04%和40.00%;草海入湖水体TN和TP浓度均值由入湖河口经凤眼莲控养区至出湖口的沿程方向上分别下降了9.74和0.40 mg/L。草海湖体TN、TP收支平衡表明,经出湖口排出和水体库存的TN量占入湖TN量比例较小,凤眼莲的吸收作用是入湖TN量去除的重要途径之一,而大部分入湖TN量（40.31%59.04%）极可能是通过微生物的硝化反硝化、沉积等作用去除;各种途径支出的TP量高于入湖TP量,其中凤眼莲吸收的TP量为入湖TP量的40.44%116.56%。因此,规模化控养凤眼莲对草海水质改善发挥了较大作用,凤眼莲的吸收作用既是湖体TN去除的重要途径之一,又是TP去除的主要途径之一。
李琳琳,卢少勇,孟伟,刘晓晖,国晓春,万正芬[8]（2017）在《长江流域重点湖泊的富营养化及防治》文中研究说明近几十年,湖泊富营养化问题严峻,限制了流域社会经济可持续发展。为实施长江大保护,修复长江生态环境,推动长江经济带可持续发展,沿程湖泊富营养化问题亟需解决。本文以长江水系沿程6个重点湖泊为对象,探讨其富营养化历史演变特征、成因及控制对策。结果表明,长江流域6个主要湖泊的富营养化指数在近几年基本呈逐渐降低趋势,富营养化程度得到进一步改善。富营养化成因复杂,外源输入与内源释放是其主要原因,湖泊形态与水文条件也起了辅助作用:6个湖泊都是浅水湖泊,且多为封闭或半封闭状态,利于营养物质积累与藻类生长。对于外源中工业和生活源输入,其控制措施相对成熟,通过扩建污水处理厂、提高污水处理率及完善配套管网建设等措施,可大大减少入湖营养物含量;而外源中的面源污染则需通过种植结构调整、平衡施肥、生态工程（湿地、塘等）防治。对于内源释放,其治理过程相对复杂,目前主要有底泥疏浚、沉积物氧化、化学沉淀、底泥覆盖、微生物制剂、生物浮床等多种物理化学生物方法。但不同湖泊因其物理化学条件差异,适用方法也不同,故各湖采取的内源控制技术有待进一步论证。控制湖泊内外源营养盐输入的同时,进行流域生态修复并保障治理与管理并重,才能确保湖泊富营养化治理的长期有效性。
龚娟[9]（2017）在《施磷对稻麦轮作农田磷流失影响及其磷投入阈值研究》文中认为农业作为我国的第一产业,不仅承担着粮食生产安全的重任,而且肩负着生态环境安全的艰巨使命。近年来,由于化学肥料的过量投入,巢湖流域农田土壤磷素日益累积,农业面源污染风险日益增大。磷是水体富营养化主要影响因素,研究农田合理磷肥投入量,对于减少磷素流失、保证环境安全具有重要意义。本研究在田间条件下,研究了巢湖流域不同施磷量下,小麦与水稻的产量变化及其田径流水、田面水、淋溶水和土壤中磷的特征,旨在得出巢湖流域稻麦轮作下的施磷量对农田磷流失的影响以及农田磷肥投入阈值。研究结果表明:（1）水稻季施磷肥后,各处理的田面水总磷、可溶性总磷浓度均随着施磷量的增加而增加,但是整体上浓度随时间的推移呈现剧烈下降的趋势。在施入磷肥后的第一天,空白处理（T1）、优化施磷处理（T2）、优化施磷200%处理（T3）、优化施磷400%处理（T4）田面水总磷浓度出现峰值,分别为:0.798 mg/L、1.574 mg/L、2.755 mg/L和7.133mg/L。T1-T4各处理处理的田面水中可溶性总磷的浓度最大值分别为:0.327 mg/L、0.667mg/L、1.542 mg/L、3.933 mg/L。一周之后,各处理的田面水总磷、可溶性总磷浓度均趋于稳定,且浓度较低。因此,稻田施入磷肥后的一个星期是磷素发生流失的高峰期,也是控制土壤磷素发生损失的关键时期。（2）小麦季和水稻季的产流系数分别为24.12%、28.65%,全年的产流系数为26.39%。水稻季的产流系数高于小麦季,但是差距较小。（3）总磷径流流失量与施磷量呈现正相关,并且各施磷处理间呈现显着性差异。从整个监测周期来看,小麦季各施磷处理的总磷流失量为0.201-0.829 kg.hm-2,总磷流失系数为0.112%-0.174%。水稻季各施磷处理的总磷流失量为0.294-1.148 kg.hm-2,总磷流失系数为0.012%-0.316%。水稻季的总磷流失量大于小麦季,约占全年总磷流失量的52.9%。（4）淋溶水总磷、可溶性总磷浓度随着土层深度的增加呈现递减的趋势。地下淋溶水中总磷、可溶性总磷浓度随着施磷量的增加而增加。20cm、40cm、60cm、90cm土层下的T1-T4各处理总磷浓度的范围分别是:0.090-1.381 mg/L、0.067-1.263 mg/L、0.051-1.020 mg/L、0.019-0.516 mg/L。可溶性总磷浓度的范围分别是:0.029-0.578 mg/L、0.025-0.370 mg/L、0.018-0.312 mg/L、0.006-0.225 mg/L。（5）相对于不施用磷肥处理,各施磷处理的作物产量均有增加,但是各施磷处理之间的差异不显着。小麦季T2处理(磷投入90 kg.hm-2)产量最高,为3578.89 kg.hm-2;水稻季T3处理(180 kg.hm-2)产量最高,为8932.41 kg.hm-2。（6）农田投入磷素可以显着提高作物的磷素吸收,作物秸秆和籽粒的磷素养分吸收量随着施磷量的增加呈现出增加的趋势。水稻磷素总养分吸收量大于小麦磷素总养分吸收量。小麦和水稻的籽粒磷素养分吸收量均大于秸秆的磷素养分吸收量,T1-T4各处理小麦磷素总养分吸收量范围是11.99-32.35 kg.hm-2。T1-T4各处理水稻磷素总养分吸收量范围是46.33-80.29 kg.hm-2。（7）作物磷肥利用率随着施磷量的增加整体上呈现出不断减小的趋势,不同施磷量下小麦季的磷肥利用率为5.66%-8.74%,水稻季的磷肥利用率为12.58%-18.40%。水稻季磷肥利用率普遍高于小麦季。（8）不同施磷处理农田土壤Olsen-P中,小麦季的Olsen-P含量大于水稻季。T1-T4各处理稻麦轮作下农田土壤Olsen-P含量随着施磷量的增加而逐渐减少。T1-T4各处理小麦季农田土壤Olsen-P含量范围是11.13-29.92 mg/kg。T1-T4各处理水稻季农田土壤Olsen-P含量范围是8.87-21.73 mg/kg。（9）基于施磷量、产量、土壤Olsen-P、肥料利用率,综合考虑得出小麦季的优化磷肥投入量范围是87.49-185.38 kg.hm-2,减排稳产的优化磷肥投入阈值是87.49 kg/ha。土壤Olsen-P是15.94-20.99 mg/kg、总磷流失总量是0.35-0.53 kg.hm-2。水稻季的优化磷肥投入量范围是74.97-153.78 kg.hm-2,减排稳产的优化磷肥投入阈值是74.97 kg/ha。土壤Olsen-P是12.56-16.30 mg/kg、总磷流失总量是1.24-1.68 kg.hm-2。本研究结果可为制定磷肥科学使用规程提供依据,从而为控制农业面源污染、减少环境风险提供指导作用。
于佳真[10]（2016）在《西安汉城湖水质时空分布特征及其污染源解析研究》文中指出近年来,在城市公园建设、住宅小区和城市绿地的建设中,景观水体不断涌现出来,已成为了人们生活居住环境中不可或缺的重要部分。景观水体的存在增添了城市的活力,提高了城市的形象,大幅提升居民的生活满足感和幸福感。但由于人们对城市景观水体缺乏足够的认识,景观水体在运行一段时间后大多出现了不同程度的污染,有的甚至发生富营养化,水体发黑发臭,蚊蝇滋生,丧失了景观水体的功能,反而破坏了居住环境。为了对景观水体的污染提出合理的防治措施和有效的运行管理建议,必须首先对其水质变化规律及可能的污染源进行解析。本文选取西安典型城市景观水体汉城湖作为研究对象,对人工湖的水质指标进行为期一年的监测和分析,研究了汉城湖的水质时空变化规律,对汉城湖可能污染源进行解析,对水质状况和营养状态进行评价;在污染源解析的基础上,对人工湖的潜在污染源沉积物中的磷在不同温度下的吸附释放特性进行研究,对沉积物中磷的释放风险进行评估;最后根据研究结果提出了一些防治措施和运行管理建议。主要研究结论如下:（1）汉城湖氮磷营养盐严重超标,氮磷浓度值高于地表水环境标准Ⅴ类水限值,而按照汉城湖水域功能,其水质指标应该达到地表水环境IV类水要求。因汉城湖湖体狭长类似河道,湖体流速从进口至出口由0.3m/s下降至0.01m/s,湖体前段的总氮、总磷、浊度等指标高于后段。浮游藻类的大量增殖从春季开始,夏季（6-8月）达到高峰期,随着藻类的爆发,pH值升高,透明度等水质指标变差。湖体溶解性有机物为腐殖酸类,主要来自于湖体内浮游动植物的死亡腐化。（2）汉城湖氮磷污染主要来自于补水源沣河,分别占输入总量的97%和92%,干湿沉降和地表径流带入水体中的污染物仅占2.9%和7.9%。净积累分别占输入总量的21.4%和18.6%,沉积物可能是湖体的潜在污染源。沉积物中磷含量处于中等污染水平。夏季温度达到30℃时,各湖区沉积物呈释放状态,表征为“源”,当温度低于10℃时,沉积物呈吸附状态,表征为“汇”,在20℃时,1、2、3号采样点表征为“汇”,4号采样点表征为“源”。在温度较高的夏季,沉积物中磷存在释放的风险。（3）汉城湖在2014年5、6、7月水体富营养化程度最严重,为重度富营养化,与藻类的大量增殖期基本吻合。从进水口至出水口各采样点处评价结果均为中度富营养,出水口综合营养状态指数小于进水口。灰色聚类法对水质状况评价结果为采样点S1（进水口）处属于Ⅳ类水质,其它各点均为Ⅲ类水质。沉积物中磷富营养化风险评价结果为在10℃和20℃时,四个采样点均属于低风险,在30℃时,四个采样点均属于中等风险,温度有利于沉积物磷的释放,在同一温度下,4号采样点处磷释放风险高于其它采样点。
二、利用生态工程降低湖体含磷量的研究（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、利用生态工程降低湖体含磷量的研究（论文提纲范文）
（1）基于水质目标的人工生态湖运行方式研究（论文提纲范文）
| 1 研究区概况 |
| 2 数值模拟模型原理 |
| 2.1 水动力模型 |
| 2.2 水质模型 |
| 3 水动力水质模型建立 |
| 3.1 计算区域及网格 |
| 3.2 进出边界条件 |
| 4 模拟结果分析 |
| 4.1 水动力模型分析 |
| (1)流场分析。 |
| (2)换水周期分析。 |
| (3)水系补源方案分析。 |
| 4.2 水质模型分析 |
| (1)水华风险分析。 |
| (2)生态湖水质年变化分析。 |
| (3)生态湖水质优化措施模拟分析。 |
| 5 结 论 |
（2）耐盐湿地植物的净水能力及腐烂分解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 研究背景与进展综述 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 植物在水生态修复中的功能与作用 |
| 1.1.2 植物的腐烂分解对水质的影响 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湿地植物净水机理 |
| 1.2.2 湿地植物耐盐性 |
| 1.2.3 湿地植物腐烂分解 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 研究区现状与特征分析 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 水质调查 |
| 2.2.1 采样点布设原则 |
| 2.2.2 采样方法和结果 |
| 2.3 土壤调查 |
| 2.3.1 采样点布设原则 |
| 2.3.2 采样方法和结果 |
| 2.4 植被调查 |
| 2.4.1 调查内容和方法 |
| 2.4.2 调查结果 |
| 第三章 耐盐植物的筛选 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.2 试验结果与分析 |
| 3.3 讨论 |
| 第四章 耐盐植物净化含盐水体效果研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 试验结果与分析 |
| 4.2.1 植物的生长和生理状况变化 |
| 4.2.2 植物对水体的净化效果 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 植物对盐胁迫的响应 |
| 4.3.2 植物在盐胁迫下对水质的净化效果 |
| 第五章 植物腐解过程中主要指标的变化 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验方法 |
| 5.2 试验结果与分析 |
| 5.2.1 湿地植物腐解过程中水质变化特征 |
| 5.2.2 水葱残体的变化特征 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 水葱分解对水质的影响 |
| 5.3.2 水葱残体腐烂分解变化特征 |
| 5.3.3 水质指标与植物成分含量的相关性分析 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 参考文献 |
（3）抚河故道湿地植物水环境效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 河岸湿地带的生态功能 |
| 1.2.2 湿地植物的功能 |
| 1.2.3 河流水体氮、磷的主要来源 |
| 1.2.4 氮、磷循环及去除机理 |
| 1.2.5 污染物在湿地植物作用下的去除机理 |
| 1.2.6 湿地植物对水体净化效果的影响因素 |
| 1.2.7 湿地植物对沉积物氮磷营养盐的影响 |
| 1.3 研究的目的与意义 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 抚河故道湿地植物群落特征 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 湿地植物调查的样点设置 |
| 2.2.2 湿地植物的采集与处理 |
| 2.2.3 湿地植物群落特征的判定方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 湿地植物的种类组成 |
| 2.3.2 湿地植物物种数的时空分布 |
| 2.3.3 春季湿地植物的群落分布特征 |
| 2.3.4 湿地植物的优势种类 |
| 第3章 湿地植物优势种的分布、生长动态及对氮磷的吸收 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.1.1 湿地优势植物的地理分布 |
| 3.1.2 优势种净化河道水体和底泥的能力 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 湿地植物优势种生物量的变化 |
| 3.2.2 不同季节优势植被吸收/释放水体总氮、总磷量 |
| 第4章 不同生活型湿地植物对水体和底泥氮磷的吸收、转化 |
| 4.1 植物材料采集与供试水体 |
| 4.2 实验与计算方法 |
| 4.2.1 室内水培方法 |
| 4.2.2 计算方法 |
| 4.3 样品的采集与测定 |
| 4.3.1 水样和植物样品的采集 |
| 4.3.2 样品的测定 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 植物对水体主要理化指标的影响 |
| 4.4.2 植物对水体氮、磷营养物质的去除效果 |
| 4.4.3 植物生物量变化 |
| 4.4.4 植物吸收/释放的氮磷总量 |
| 4.4.5 植物对沉积物氮磷的影响 |
| 4.4.6 植物通过转化途径去除的氮总量 |
| 第5章 抚河故道湿地植物对水体营养盐的影响 |
| 5.1 植物区水样采集点设置 |
| 5.2 水样的采集 |
| 5.3 实验材料与方法 |
| 5.4 数据处理 |
| 5.5 结果与分析 |
| 5.5.1 湿地优势植物对水环境的影响研究 |
| 5.5.2 湿地植物对水体氮磷的影响 |
| 5.5.3 河道水体氮、磷营养盐的空间变化 |
| 5.5.4 水体悬浮物含量 |
| 第6章 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）滇池流域富磷山区优势植物影响下土壤磷素赋存形态及其渗滤特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写词表 |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 土壤磷素循环过程 |
| 1.2.2 土壤磷素的形态 |
| 1.2.3 土壤磷素流失的途径 |
| 1.2.4 磷素的流失形态 |
| 1.2.5 影响土壤磷素流失的主要因素 |
| 1.2.6 目前研究存在的问题 |
| 1.3 论文研究目的、研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究技术路线 |
| 2 研究区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样地选择及采样 |
| 2.2.2 土壤磷素赋存形态及基本理化性质测定 |
| 2.2.3 土壤渗滤模拟试验设计 |
| 2.3 数据处理与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 富磷区云南松及蔗茅对土壤磷素及土壤属性特征的影响 |
| 3.1.1 对土壤磷素的影响 |
| 3.1.2 对土壤属性特征的影响 |
| 3.2 富磷区云南松及蔗茅对土壤磷素组分影响 |
| 3.2.1 不同植物影响下不同形态磷的含量 |
| 3.2.2 不同植物影响下不同磷组分的分布及其相对比例 |
| 3.2.3 影响磷素分布的主要因素 |
| 3.3 云南松和蔗茅影响下土壤磷素流失风险 |
| 3.3.1 云南松影响下土壤水浸提磷素流失形态 |
| 3.3.2 蔗茅影响下土壤水浸提磷素流失形态 |
| 3.3.3 云南松和蔗茅影响下土壤水浸提磷素形态的相关性分析 |
| 3.4 云南松影响下土壤磷素渗滤流失特征及其主要影响因素 |
| 3.4.1 土壤产流时间及渗滤液的变化 |
| 3.4.2 土壤渗滤液磷素浓度变化 |
| 3.4.3 土壤磷素渗滤流失负荷的变化 |
| 3.4.4 影响土壤磷素渗滤流失的多因素方差分析 |
| 3.5 云南松影响下土壤磷素特征及其防控建议 |
| 4 讨论 |
| 4.1 富磷区土壤磷素特征 |
| 4.2 不同植物影响下土壤磷素组分、分布及其影响因素 |
| 4.3 土壤磷素流失潜能 |
| 4.4 土壤磷素渗滤流失及其主要影响因素 |
| 5 结论 |
| 6 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间完成的科研成果和参与的项目 |
| 致谢 |
（5）中国磷循环格局演变及其资源与环境效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 科学问题的提出 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法与技术路线 |
| 1.6 论文框架及主要章节说明 |
| 第2章 研究综述 |
| 2.1 磷循环格局刻画方法 |
| 2.2 磷循环的环境效应评估方法 |
| 2.3 磷循环的资源保障评估方法 |
| 第3章 中国磷循环格局演变过程重建方法 |
| 3.1 中国磷循环全景分析框架构建 |
| 3.2 主要磷流梳理及核算模型构建 |
| 3.2.1 大气(N_1) |
| 3.2.2 非耕地(N_2) |
| 3.2.3 内陆水体(N_3) |
| 3.2.4 海洋(N_4) |
| 3.2.5 磷矿采选(N_5) |
| 3.2.6 磷化工生产(N_6) |
| 3.2.7 农业种植(N_7) |
| 3.2.8 畜禽养殖(N_8) |
| 3.2.9 水产养殖(N_9) |
| 3.2.10 农产品加工(N_10) |
| 3.2.11 居民消费(N_11) |
| 3.2.12 废水处理(N_12) |
| 3.2.13 固废处置(N_13) |
| 3.3 中国磷循环测算系统边界与数据来源 |
| 3.3.1 时空范畴 |
| 3.3.2 活动水平数据来源 |
| 3.3.3 涉磷参数来源 |
| 3.4 中国磷循环全景分析模型的优势分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 中国近四个世纪磷循环格局演变分析 |
| 4.1 中国磷资源开发与利用 |
| 4.2 中国磷进出口贸易平衡 |
| 4.3 中国农业-畜禽-人类食物链特征 |
| 4.4 中国含磷废物及其环境排放 |
| 4.4.1 土壤磷库存变化 |
| 4.4.2 向水体磷排放 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 中国磷循环测算结果的准确性验证 |
| 5.1 磷流交叉检查 |
| 5.2 自然磷流对比 |
| 5.2.1 大气沉降 |
| 5.2.2 风蚀 |
| 5.2.3 入海径流 |
| 5.2.4 海洋飞沫 |
| 5.3 人为磷流对比 |
| 5.4 未考虑磷流总结 |
| 5.4.1 燃烧 |
| 5.4.2 生物气溶胶颗粒 |
| 5.4.3 火山爆发 |
| 5.4.4 磷化氢 |
| 5.5 不确定性分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 中国磷循环的富营养化潜势评估 |
| 6.1 人类活动向水体磷排放的空间格局刻画 |
| 6.1.1 空间分配方法原理 |
| 6.1.2 空间分配因子数据来源 |
| 6.2 富营养化潜势空间化评估方法 |
| 6.2.1 环境归趋因子 |
| 6.2.2 生态损害因子 |
| 6.3 中国2012年向水体磷排放格局 |
| 6.4 中国2012年富营养化潜势图谱 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 全球背景下的中国磷资源可获得性 |
| 7.1 全球磷资源贸易与供需分析模型构建 |
| 7.2 数据来源与处理 |
| 7.2.1 数据来源 |
| 7.2.2 国家分类 |
| 7.3 全球背景下的中国磷贸易格局 |
| 7.4 全球背景下的中国磷资源可获得性格局 |
| 7.5 磷资源可获得性的公平性评价 |
| 7.5.1 公平性分析方法简介 |
| 7.5.2 磷资源可获得性的公平性 |
| 7.6 本章小结 |
| 第8章 主要结论与研究展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附件1:磷循环测算的编程代码 |
| 1.1 基础数据准备过程 |
| 1.2 底层磷流运算代码 |
| 1.3 磷流结果整合代码 |
| 1.4 磷流运算执行命令 |
| 1.5 蒙特卡罗模拟代码 |
| 附件2:主要科研成果 |
| 致谢 |
（6）水葫芦修复污染水体的功能及其在工程应用中所面临的挑战（论文提纲范文）
| 1 水葫芦生态修复污染水体的功能 |
| 1.1 净化生活污水和工业废水 |
| 1.2 处理畜禽养殖废水 |
| 1.3 净化地表径流水 |
| 1.4 修复富营养化河流、湖泊、水库 |
| 2 水葫芦修复技术工程应用所面临的挑战 |
| 2.1 潜在的生态风险 |
| 2.2 水葫芦收获难度大、成本高 |
| 2.3 水葫芦处置利用难, 商业化生产可行性小 |
| 3 结论 |
（8）长江流域重点湖泊的富营养化及防治（论文提纲范文）
| 1流域湖泊富营养化演变特征 |
| 2湖泊富营养化成因分析 |
| 2.1湖泊形态与水文特性 |
| 2.2外源 |
| 2.3内源 |
| 3富营养化控制对策 |
| 3.1控源 |
| 3.1.1外源营养输入控制 |
| 3.1.2内源营养负荷控制 |
| 3.2生态修复 |
| 3.3湖泊管理与治理并重 |
| 4结论 |
（9）施磷对稻麦轮作农田磷流失影响及其磷投入阈值研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 农田面源污染现状 |
| 1.1.1 国外农田面源污染现状 |
| 1.1.2 国内农田面源污染现状 |
| 1.2 磷对农田面源污染的贡献 |
| 1.2.1 农田磷素的投入与累积 |
| 1.2.2 磷对农田面源污染的贡献 |
| 1.3 农田面源污染中磷环境阈值研究进展 |
| 1.3.1 施磷对稻麦产量的影响研究 |
| 1.3.2 农田面源污染中磷环境阈值研究进展 |
| 1.4 农田面源污染中磷的控制 |
| 1.4.1 源头控制措施 |
| 1.4.2 生物控制技术 |
| 1.4.3 物理-化学技术 |
| 1.4.4 农业管理措施 |
| 2 引言 |
| 2.1 选题依据与背景 |
| 2.2 研究目的及意义 |
| 2.3 研究内容、方法及技术路线 |
| 2.3.1 研究内容 |
| 2.3.2 研究方法 |
| 2.3.3 技术路线图 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 试验点概况 |
| 3.1.1 试验点简介 |
| 3.1.2 试验点土壤基本性状 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验设计 |
| 3.3 样品采集 |
| 3.3.1 径流水样的采集 |
| 3.3.2 淋溶水样的采集 |
| 3.3.3 田面水的采集 |
| 3.3.4 植株样的采集 |
| 3.3.5 土壤样品的采集 |
| 3.4 样品的分析测定方法 |
| 3.5 计算方法 |
| 3.6 数据处理 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 施磷量对稻田田面水总磷浓度的影响 |
| 4.2 施磷量对稻田田面水可溶性总磷浓度的影响 |
| 4.3 施磷量对稻麦轮作下磷素地表径流损失的影响 |
| 4.3.1 地表径流情况 |
| 4.3.2 施磷量对稻麦轮作下磷素地表径流流失的影响 |
| 4.4 施磷量对稻麦轮作下农田土壤磷素地下淋溶损失的影响 |
| 4.4.1 施磷量对稻田土壤地下淋溶水中的总磷浓度的影响 |
| 4.4.2 施磷量对稻田土壤地下淋溶水中的可溶性总磷浓度的影响 |
| 4.5 稻麦轮作下施磷量对作物产量的影响 |
| 4.6 稻麦轮作下施磷量对作物磷素养分吸收量的影响 |
| 4.7 不同施磷量对稻麦轮作下农田土壤Olsen-P的影响分析 |
| 4.8 稻麦轮作下农田投入磷肥阈值研究 |
| 4.8.1 稻麦轮作下不同施磷量与作物产量之间的拟合关系研究 |
| 4.8.2 稻麦轮作下农田投入磷肥的环境阈值研究 |
| 5 结论与讨论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 讨论 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 研究生期间参加的国内学术会议 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
| 获奖情况 |
（10）西安汉城湖水质时空分布特征及其污染源解析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 问题的提出 |
| 1.3 城市景观水体概述 |
| 1.3.1 城市景观水体的分类 |
| 1.3.2 城市景观水体的功能 |
| 1.3.3 城市景观水体污染特征及污染来源 |
| 1.4 城市景观水体国内外研究现状 |
| 1.5 课题研究内容及目的 |
| 1.5.1 课题研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究技术路线图 |
| 1.5.4 课题的来源 |
| 2 汉城湖水质变化规律分析 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 样点布设 |
| 2.2.2 采样时间 |
| 2.2.3 试验方法 |
| 2.3 水质指标时空分布特征 |
| 2.3.1 物理指标 |
| 2.3.2 营养盐指标 |
| 2.3.3 叶绿素a |
| 2.3.4 有机物指标 |
| 2.3.5 氮磷比 |
| 2.3.6 相关性分析 |
| 2.4 污染源解析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 汉城湖沉积物中磷释放风险研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 沉积物理化性质分析 |
| 3.3 沉积物中磷营养盐特性试验 |
| 3.3.1 等温吸附试验 |
| 3.3.2 动力学吸附试验 |
| 3.3.3 磷释放特性试验 |
| 3.3.4 磷形态分析试验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 沉积物中磷等温吸附特性分析 |
| 3.4.2 沉积物中磷动力学吸附特性分析 |
| 3.4.3 沉积物中磷释放特性分析 |
| 3.4.4 沉积物中磷形态分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 人工湖水环境的综合评价 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 水质评价方法分类 |
| 4.3 综合营养状态指数法 |
| 4.3.1 评价标准集及步骤 |
| 4.3.2 评价结果 |
| 4.4 灰色聚类法 |
| 4.4.1 评价指标和评价标准 |
| 4.4.2 评价结果 |
| 4.5 底泥富营养化风险评价 |
| 4.5.1 ERI指数 |
| 4.5.2 风险评价 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士研究生期间论文成果 |
四、利用生态工程降低湖体含磷量的研究（论文参考文献）
- [1]基于水质目标的人工生态湖运行方式研究[J]. 宋文超,万俊,符强,侯晓辉,邢宝龙. 人民黄河, 2019(11)
- [2]耐盐湿地植物的净水能力及腐烂分解研究[D]. 范真. 南京林业大学, 2019(05)
- [3]抚河故道湿地植物水环境效应研究[D]. 彭宁彦. 南昌大学, 2019(02)
- [4]滇池流域富磷山区优势植物影响下土壤磷素赋存形态及其渗滤特征[D]. 黄娜. 云南大学, 2019(03)
- [5]中国磷循环格局演变及其资源与环境效应[D]. 刘欣. 南京大学, 2017(06)
- [6]水葫芦修复污染水体的功能及其在工程应用中所面临的挑战[J]. 张志勇,严少华,徐寸发,刘海琴,张迎颖. 生态环境学报, 2017(09)
- [7]凤眼莲生态修复工程改善滇池水质及湖体氮磷收支平衡[J]. 张志勇,徐寸发,严少华,闻学政,秦红杰,王岩,刘海琴. 农业工程学报, 2017(13)
- [8]长江流域重点湖泊的富营养化及防治[J]. 李琳琳,卢少勇,孟伟,刘晓晖,国晓春,万正芬. 科技导报, 2017(09)
- [9]施磷对稻麦轮作农田磷流失影响及其磷投入阈值研究[D]. 龚娟. 安徽农业大学, 2017(02)
- [10]西安汉城湖水质时空分布特征及其污染源解析研究[D]. 于佳真. 西安建筑科技大学, 2016(02)