一、对海河流域水污染防治的浅见（论文文献综述）
璩爱玉,董战峰,郄晗彤,周全,彭忱[1]（2021）在《京津冀地区水污染联防联控联治机制研究》文中提出随着京津冀协同发展重大国家战略实施,京津冀地区签署了多部水污染防治合作协议,成立了京津冀地区水污染防治协作小组,逐步健全水污染应急联席、执法联动工作机制,水污染联防联控联治取得了一定成效。但京津冀地区尚未形成区域流域整体性的精细化协同管理机制,水污染联防联控联治成效多呈现暂时性、局部性特点,与京津冀大气污染联防联控机制相比还有差距。亟须加强京津冀地区水环境联合监测执法、应急联动、信息共享,完善水污染联防联控联治责任制度等。
王耀华[2]（2021）在《海河流域水污染治理协同立法:困境、成因及对策》文中认为协同治理是流域水污染治理的必由之路,实现协同立法是流域协同治理的首要前提。当前,海河流域水污染治理中国家层面法律法规、地方层面法规以及地方标准的不协同制约着流域协同治理的开展。其中,"顶层设计"的缺失、地方治理投入差距大以及流域外部性的本质特征是立法不协同的主要原因。海河流域应发挥领导组织的立法协调主动性,建立常态化的立法协商机制和法规条文清理机制,适时制定《海河流域水污染管理条例》并推行"契约性"立法,以促进流域有效协同治理,早日实现生态美好。
李安定[3]（2021）在《海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响》文中提出人类活动使一些流速较缓的城市河道接纳了较多污水,导致河道水体频繁暴发水华,而藻类在生长和死亡过程中将释放大量的溶解性有机质（DOM）,对水环境理化性质产生影响,进而影响水体中的重金属等污染物浓度。目前,对水华暴发的研究主要针对湖库以及近岸海域等营养盐汇集区域,而对营养盐迁移转化的通道-河流水华暴发的研究相对较少。本研究以北方典型缓滞流型河道-海河干流为研究对象,通过野外调查、模型模拟以及室内试验,研究河道水华暴发特征及其对水体中DOM和重金属生物有效性的影响,以期为有效预防和控制缓滞流型河道水华暴发提供新的理论和技术支持。近年来采样监测发现,海河干流水质主要污染因子为TP、CODCr和NH3-N,处于中度富营养化水平,水华暴发主要集中在7-9月。采用Tucker3模型和回归分析可知,TN浓度、TP浓度、N/P值与Chla浓度均符合三次多项式非线性函数关系。当N/P值<10时,随着N/P值增加,藻类生物量增加,藻类生长属于N限制;当N/P值>40时,随着N/P值增加,藻类生物量呈现减少或稳定的变化趋势,此时藻类生长属于P限制。由于海河干流受沿岸氮输入的影响,水华暴发期间水体中NH3-N和NO3--N 比例变化不显着,而Org-N浓度呈现显着的上升趋势。根据NO3--N的δ15N和δ18O比例变化可知,由于海河干流水体中NH3-N的来源补充较为充足,藻类优先利用水体中的NH3-N来合成自身物质,将其转变为Org-N和少量的NO3--N释放到水体中,而通过微生物硝化作用转化NH3-N成为NO3--N的作用效果不明显。水华暴发后,水体中DOM含量从26.47mg/L增加到38.20mg/L,C/N值从18.51降低到6.39,N/P值从5.69增加到20.10。DOM的成分由较为复杂的多种陆源转变为相对单一的藻类内源,进而影响了水体中污染物的生物有效性,导致水体中重金属Cu和Zn的生物有效性降低。随着水华的暴发,水体中Cu和Zn对大型溞的半致死浓度逐渐升高,水体中Cu的基准最大浓度和基准连续浓度都呈显着增加趋势,约为暴发前的3倍。
张巧玲[4]（2021）在《基于InVEST模型的海河流域农田氮磷面源污染时空变化研究》文中进行了进一步梳理海河流域地处华北,近年来农业面源污染成为该流域内水环境恶化的主要原因。因此,研究流域农业面源污染对海河流域农田面源污染治理和水质改善有重要意义。由于农业面源污染具有广泛性、随机性及不确定性等特点,从而导致治理难度较大。目前,应用模型定量估算农业面源污染负荷是主要的研究方法之一。为分析海河流域农田氮磷面源污染的时空变化特征,论文基于土地利用类型、数字高程模型（DEM）、气象数据和统计数据等,利用转移矩阵等方法分析了海河流域土地利用时空变化;基于统计数据和《全国农田面源污染排放系数手册》,分析海河流域氮磷肥施用强度和种植模式的时空变化,并进行氮磷肥参数区域化;应用修正的InVEST模型估算海河流域2005年、2010年和2015年的农田氮磷面源污染负荷,结合GIS、Origin软件分析污染物的时空分布特征,并分析不同的影响因素对氮磷输出负荷的影响;利用GIS的热点分析识别关键源区,设置不同的方案进行情景模拟,提出针对海河流域污染现状的防治对策。论文主要研究成果如下:（1）海河流域土地利用变化分析。海河流域2005年、2010年、2015年三期的不同土地利用变化,旱地、水田面积均呈现下降趋势,其中未利用地、水田的减少幅度最大。旱地为转出面积最多的土地利用类型,大部分土地转换为建设用地、草地;旱地的主要转入来源为建设用地、林地,林地的转入来源主要为草地和旱地。（2）海河流域农田氮磷面源污染模式匹配和氮磷肥参数区域化。基于《全国农田面源污染排放系数手册》,遵循“农区-坡度-旱地/水田-种植模式”要素模式匹配原则,获取海河流域农田面源污染模式匹配结果;分析农田面源污染模式的时空转移变化。海河流域不同种植模式所需氮磷肥施用量不同,种植模式面积发生改变,农田氮磷肥施用量也随之发生变化。由氮磷肥施用强度的空间分布可知,流域中东部和南部的氮磷肥施用强度较高,且氮磷肥施用强度分布具有空间相似性,氮磷肥施用强度的空间分布与流域的地形及种植结构等密切联系。（3）海河流域农田面源污染负荷估算及影响因素分析。基于修正的InVEST模型估算海河流域2005年、2010年、2015年农田氮磷输出负荷。结果表明,2005年不同农田面源污染模式的氮、磷输出总量分别为4.11万吨、1.64万吨,单位面积氮、磷输出负荷分别为2.89kg/hm2、1.03kg/hm2;2010年氮、磷输出总量分别为3.79万吨、1.37万吨,单位面积氮、磷输出负荷分别为2.41kg/hm2、1.04kg/hm2;2015年氮、磷输出总量分别为3.25万吨、0.91万吨,单位面积氮、磷输出负荷分别为2.31kg/hm2、0.67kg/hm2。污染较严重的区域主要分布在流域中部和南部,漳卫河水系、黑龙港运东河、徒骇马颊河及子牙河水系的南部氮磷污染现象较为严重。氮磷肥输出负荷的高值区主要集中分布在唐山市、秦皇岛市、石家庄市、安阳市、鹤壁市、焦作市和晋城市等。利用Origin等软件分析不同影响因素对海河流域农田氮磷输出负荷的影响,结果表明,平原地区氮磷输出量较大,占总量的70%以上;旱地贡献氮磷输出总量的90%以上;单位面积氮磷输出负荷较高的模式为大田两熟或旱地蔬菜、园地;氮磷肥施用强度与氮磷输出负荷呈现相同的变化趋势;氮磷输出负荷随着降雨量的增大而增大,在降雨量相同的条件下,氮磷输出负荷逐年降低,说明海河流域农田面源污染有所减轻。（4）关键源区识别和情景模拟。基于GIS的热点分析识别关键源区,设置5种不同的情景方案,评估不同措施下的氮磷肥削减率,结果表明,氮磷热点区主要集中分布在流域的南部地区,即焦作市、新乡市、鹤壁市、濮阳市、安阳市、邯郸市、聊城市和晋城市等;化肥减施措施和建立适当宽度的植被缓冲带,对氮磷污染物都具有一定的削减效果,氮磷肥分别减少10%、20%、30%,削减率依次增大;建立10m植被缓冲带的削减率比5m植被缓冲带的削减率高,化肥减施措施比建立植被缓冲带的削减效率高。
于紫萍,宋永会,魏健,胡术刚,许秋瑾[5]（2021）在《海河70年治理历程梳理分析》文中研究表明海河是中国华北地区最大的水系,承载着京津冀城市群经济社会的发展.为总结海河水生态环境的变化趋势,梳理海河水污染防治与保护的经验,采用文献调研等方法系统整理分析了新中国成立以来海河流域旱涝灾害、水污染事件以及治理和管理措施,将海河治理分为4个阶段:第一阶段（1949—1971年）旱涝灾害频繁发生,遵循"上蓄、中疏、下排、适当滞"思路,进行抗旱防洪等水利工程建设;第二阶段（1972—1995年）流域经济快速发展,水质急剧恶化,以提升防洪标准和强力治理污染源为思路,进行旱涝灾害和水体污染的共同治理;第三阶段（1996—2005年）水体污染趋势得到遏制,以"关、停、并、转"为主要手段进行污染物的源头削减;第四阶段（2006年至今）海河被列入水体污染控制与治理科技重大专项（简称"水专项"）重点示范流域,在"控源减排、减负修复、综合调控"思路指导下,以水专项科技成果为支持,推动流域水体污染的系统治理.与20世纪90年代相比,2019年海河水质明显改善,GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅰ～Ⅲ类水质断面比例从1998年的25.3%升至2019年的51.9%,劣Ⅴ类水质断面比例从59.6%降至7.5%.但是海河水污染形势仍然严峻,依然存在水资源短缺、水污染压力大、水生态受损等问题,海河治理应遵循流域水质目标管理的思路,统筹好水资源、水环境、水生态,保障海河生态基流,改善水环境质量,恢复和维护健康河流生态系统功能.
王薇,李月[6]（2021）在《跨域生态环境治理的府际合作研究——基于京津冀地区海河治理政策文本的量化分析》文中研究指明生态环境治理效益具有强外溢性,必然要求地方政府打破"行政区行政"及"部门利益梗阻",达成政府间合作。对海河流域水污染治理政策文本的量化分析,有助于研究跨域生态环境治理中府际合作的推进动因、运行机制与合作效果。研究发现,海河流域治理中的府际合作网络已基本形成;在体制内行政力量和体制外利益机制的推动下,合作行动目标明确,激励与约束机制共同作用,推进府际合作;但长效性府际合作框架并未完全形成。为此,应从突破条块局限拓展合作空间、基于生态补偿强化约束机制、挖掘新生动力推动长效合作这三方面尝试突破,以更有效地推动生态环境府际合作治理效果。
何艳梅[7]（2020）在《我国流域水管理法律体制的演变与发展》文中指出依据水事四法、流域立法、国家政策和改革实践,对我国流域水管理法律体制的演变和发展进行了历史分析和定性评价,指出我国流域水管理从最初的区域管理体制,演变为流域管理与区域管理相结合的体制,目前仍然处于变革之中。近年来的流域管理机构改革强化了流域管理,河长制的实施强化了区域管理与科层协调,环境监管体制改革要求在生态环保部门建立流域管理机构,国务院和地方政府机构改革则优化了多部门区域管理;这些先后实施的政策和措施之间缺乏统筹,使流域管理与区域管理相结合的体制出现了一定程度的割裂,需要通过进一步的改革予以健全和完善。
刘畅[8]（2020）在《海河流域河北段饮用水水源地安全法律对策研究》文中研究指明“民以食为天,水为食之先。”水对我们生存发展的重要性不言而喻,在当代中国更是“民生为上,治水为要。”海河水系作为我国七大水系之一,作为我国流域饮用水水源地之一,却也是我国水污染最严重的流域之一,从当前我国深化对大江大河治水战略地位的认识和国家总体战略的高度认识中突出重点流域保护和治理工作的重要性,要着力解决好重点流域突出水环境问题,其中饮用水水源地保护是流域水资源保护工作的重要方面,保障公众饮用水水源地安全是经济建设和国计民生工作的重要方面。本篇论文以海河流域河北段饮用水水源地安全法律问题为研究对象,开头导论部分梳理了我国近十年主要政策导向,理论上了解国内外研究现状、明确研究目的和研究方法,奠定扎实的理论基础。第一章是对我国饮用水水源地安全法律制度建设的概述,首先从不同角度归纳了饮用水水源地的定义,再以时间和立法为脉络梳理了我国水环境治理的顶层设计,以及海河流域和河北省地方的法律体系建设从无到有、从粗到细。第二章是针对海河流域河北段的饮用水水源地法律制度提出问题,包括了四个方面问题即缺乏健全的法律制度体系、缺失科学的管理体制、有待改善的饮用水水源地保护制度和有待加强的追责体系和承担方式。第三章是借鉴美国、日本和德国的饮用水水源地管理在法律制度和具体措施方面的可取之处。第四章是针对海河流域河北段饮用水水源地存在的问题提出对策即完善的饮用水水源地制度体系、明确饮用水水源地管理体制、创新饮用水水源地的规划保护和强有力的法律责任体系和承担方式。最后结语对全文的内容加以总结,认识到仍存在的不足之处作为继续努力的方向。
李屹[9]（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》文中研究说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。
王道芸[10]（2019）在《基于InVEST模型的海河流域农业面源污染负荷估算》文中研究指明随着点源污染得到有效控制,农业面源污染由于监测难度大、隐蔽性强、传播范围广、风险性高等特征已经成为我国湖泊或流域水质恶化的主要原因,不仅损害区域生态系统,还会对农产品质量安全、农业可持续发展甚至对人体健康构成严重威胁。因此,研究典型流域的农业面源污染具有十分重要的现实意义。本文以海河流域为研究区,将InVEST模型与GIS技术相结合,运用气象数据、土地利用类型、DEM、统计数据等,模拟了2015年流域氮磷输出负荷空间分布,结合ARCGIS、GeoDA软件对流域氮磷负荷进行空间分析,进一步探讨各影响因子与污染物输出负荷之间的关系,最后通过建立不同情景分析,为防治农业面源污染提供建议。研究结果如下:（1）采用修正的NDR模型对流域污染物负荷进行定量估算。结果表明,流域氮磷输出负荷空间分布呈现差异性。土地利用类型产生的氮、磷负荷分别为52642943.74kg、10467712.32kg;农田面源污染匹配模式产生的氮、磷负荷分别为34934309.20kg、8076608.01kg。（2）基于ARCGIS对污染物负荷进行热点分析。结果表明土地利用类型产生的氮肥热点区与冷点区分别分布在中部平原和北方山区;而磷肥热点区集中在南部,冷点区集中在渤海湾周围。由农田面源污染模式产生的氮磷肥热点区均分布在流域南部,冷点区分布在流域西部及渤海湾附近。（3）基于GeoDA软件对污染物负荷进行空间自相关分析。土地利用类型及农田面源污染模式下的氮磷输出负荷的全局moran’I>0.5,表明空间上存在正相关,且局部空间自相关分布在空间上存在差异性。（4）旱地产生的污染物输出量最多,林地、草地由于过滤能力强,污染物输出量较少;两熟作物的污染物负荷大于一熟作物的污染物负荷,蔬菜的污染物负荷大于其它两熟作物的污染物负荷;流域污染物负荷随降雨量的增大而增加;坡耕地污染物负荷大于平原地区;农田化肥施用量与污染物负荷成正比关系。（5）减少农田化肥施用量可大大降低流域污染物的输出量,同时在水系附近一定范围内建设河岸缓冲区,同样可以减少污染物的产生。
二、对海河流域水污染防治的浅见（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、对海河流域水污染防治的浅见（论文提纲范文）
（1）京津冀地区水污染联防联控联治机制研究（论文提纲范文）
| 引言 |
| 京津冀地区水污染联防联控联治机制建设取得的成效 |
| 水污染联防联控联治机制逐步完善 |
| 联合立法、统一规划、统一标准取得突破 |
| 水污染应急联防联控机制不断健全 |
| 水污染防治联合执法不断深化 |
| 京津冀地区水污染联防联治存在的困难和问题 |
| 缺乏区域性统一的水污染协同治理法律法规体系 |
| 京津冀地区水污染物排放标准不统一 |
| 京津冀地区水污染联防联控联治高层领导机构缺位 |
| 京津冀地区水污染协同治理长效政策机制不健全 |
| 加快完善京津冀地区水污染联防联控联治机制 |
| 推动京津冀地区水污染防治协同立法 |
| 尽快统一京津冀地区水污染排放标准 |
| 完善京津冀地区水污染防治联防联控管理机构 |
| 健全京津冀地区水污染联防联控联治经济激励政策体系 |
| 加强京津冀地区水环境信息共享 |
（2）海河流域水污染治理协同立法:困境、成因及对策（论文提纲范文）
| 1 问题的提出 |
| 2 海河流域水污染治理协同立法的现实困境 |
| 2.1《水污染防治法》缺失协同性规定 |
| 2.2 地方水污染防治法规不协同 |
| 2.3 地方水污染物排放标准差距大 |
| 3 海河流域水污染治理协同立法困境之原因 |
| 3.1 缺失上位法规制 |
| 3.2 地方治理投入差距大 |
| 3.3 流域污染的外部性特征 |
| 4 海河流域水污染治理协同立法的完善对策 |
| 4.1 制定《海河流域水污染防治条例》 |
| 4.2 构建常态化的地方立法协商机制 |
| 4.3 建立常态化的法规条文清理机制 |
| 4.4 推行地方间“契约性”立法 |
| 5 结语 |
（3）海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写和符号清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 海河干流水环境质量状况及其富营养化特征 |
| 2.1.1 海河干流基本情况 |
| 2.1.2 海河干流富营养化状况 |
| 2.2 水华暴发特征及其影响因素 |
| 2.2.1 水华的定义和危害 |
| 2.2.2 水华暴发特征 |
| 2.2.3 水华暴发的影响因素 |
| 2.2.4 同位素技术在水华暴发中的应用 |
| 2.3 水华暴发过程对水体DOM的影响 |
| 2.3.1 天然水体中DOM的环境意义 |
| 2.3.2 水华暴发对水体中DOM的影响 |
| 2.4 水华暴发的控制措施 |
| 2.4.1 外源控制 |
| 2.4.2 水体修复 |
| 2.4.3 应急处置 |
| 2.4.4 调水调控 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究内容 |
| 3.2 技术路线 |
| 3.3 试剂及仪器 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 研究区域 |
| 3.4.2 采样点布设和样品采集 |
| 3.4.3 样品测试与分析 |
| 3.4.4 浮游生物样品分离及分析 |
| 3.4.5 营养状态评价 |
| 3.4.6 质量控制与数据处理 |
| 3.5 数据分析及评价模型 |
| 3.5.1 主成分分析 |
| 3.5.2 Tucker3模型 |
| 3.5.3 多元直接梯度分析 |
| 3.5.4 相关性分析 |
| 3.5.5 多元回归分析 |
| 3.5.6 BLM模型 |
| 4 海河干流水华暴发特征 |
| 4.1 海河干流水质现状 |
| 4.2 水华暴发过程中水体理化特征分析 |
| 4.2.1 海河沿程COD_(Cr)浓度变化特征 |
| 4.2.2 海河沿程N污染物浓度变化特征 |
| 4.2.3 海河沿程P污染物浓度变化特征 |
| 4.2.4 海河沿程Chla浓度变化特征 |
| 4.2.5 海河沿程DO浓度、ORP值、SAL值等变化特征 |
| 4.2.6 海河营养状态 |
| 4.2.7 水华暴发前后短期水体理化性质的变化特征 |
| 4.3 海河干流浮游植物种类组成及特征分析 |
| 4.3.1 浮游植物种类组成 |
| 4.3.2 浮游植物种类的时空变化特征 |
| 4.4 海河干流浮游植物生物量特征分析 |
| 4.4.1 浮游植物丰度的时空变化特征 |
| 4.4.2 蓝藻相对丰度的时空变化特征 |
| 4.5 海河干流浮游植物优势种分布情况 |
| 4.6 海河干流浮游植物多样性情况 |
| 4.7 小结 |
| 5 影响藻类生长的因素分析 |
| 5.1 水环境分析 |
| 5.1.1 Tucker3模型分析 |
| 5.1.2 浮游植物种群与环境因素相关性分析 |
| 5.2 藻类生长模型研究 |
| 5.2.1 TN、TP浓度与藻类生长关系模型构建 |
| 5.2.2 N/P值与藻类生长关系模型构建 |
| 5.3 Chla与水质因子回归分析 |
| 5.3.1 Chla浓度的时空分布 |
| 5.3.2 Chla浓度与水质因子的相关分析 |
| 5.3.3 多元回归分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 海河干流水华暴发与N、P的相互作用 |
| 6.1 水华暴发期间N和P的形态组成特征 |
| 6.2 水华暴发期间N的同位素组成特征 |
| 6.3 基于同位素示踪的水华暴发期间N的转化特征 |
| 6.4 水华暴发对水体中N的控制作用及贡献率 |
| 6.5 小结 |
| 7 海河干流水华暴发对水体DOM及重金属生物有效性的影响 |
| 7.1 水华暴发过程中水体理化性质及DOM变化特征 |
| 7.2 水华暴发期间DOM分子量变化特征 |
| 7.3 水华暴发期间DOM性状变化对Cu~(2+)和Zn~(2+)结合的影响 |
| 7.4 海河干流水华暴发对水体中Cu和Zn生物有效性的影响 |
| 7.4.1 水华暴发对水体中Cu和Zn的形态影响 |
| 7.4.2 水华暴发对水体中Cu和Zn的生物有效性预测 |
| 7.4.3 水华暴发对水体中Cu环境基准值的影响 |
| 7.5 小结 |
| 8 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 8.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（4）基于InVEST模型的海河流域农田氮磷面源污染时空变化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 农业面源污染概述 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 国内外农业面源污染模型的研究进展 |
| 1.3.2 国内外最佳管理措施研究进展 |
| 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 |
| 1.5 论文结构 |
| 2 数据与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 自然地理 |
| 2.1.2 社会经济 |
| 2.2 数据来源 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 模拟方法 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 海河流域土地利用变化分析 |
| 3.1 土地利用基础数据库建立 |
| 3.2 土地利用类型数量变化 |
| 3.2.1 变化幅度 |
| 3.2.2 变化速率 |
| 3.3 土地利用类型转移分析 |
| 3.4 土地利用程度分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 农田氮磷面源污染模式匹配及参数区域化 |
| 4.1 数据处理 |
| 4.1.1 农区和地形数据 |
| 4.1.2 土地利用数据 |
| 4.1.3 种植模式数据 |
| 4.2 氮磷面源污染模式匹配结果 |
| 4.3 氮磷面源污染模式时空变化 |
| 4.4 氮磷参数区域化 |
| 4.4.1 氮磷施用强度空间变化 |
| 4.4.2 氮磷参数区域化结果 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 农田氮磷面源污染负荷估算及分析 |
| 5.1 模型数据库构建 |
| 5.1.1 空间数据库 |
| 5.1.2 属性数据库 |
| 5.2 模型模拟结果 |
| 5.2.1 模型运行结果 |
| 5.2.2 分区统计结果 |
| 5.3 模拟结果对比分析 |
| 5.4 影响因素分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 农田氮磷面源污染关键源区识别及防治措施 |
| 6.1 氮磷面源污染关键源区识别 |
| 6.2 情景方案设置 |
| 6.2.1 非工程措施 |
| 6.2.2 工程措施 |
| 6.3 情景方案评估 |
| 6.3.1 评估方法 |
| 6.3.2 效果评估 |
| 6.4 农田面源污染防治对策 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（5）海河70年治理历程梳理分析（论文提纲范文）
| 1 海河流域概况 |
| 2 海河流域水资源和水环境变化趋势及历程 |
| 2.1 洪涝灾害频发 |
| 2.2 水质变化趋势 |
| 2.3 水污染事件暴发 |
| 2.4 治理阶段划分 |
| 3 海河流域水资源和水环境治理历程 |
| 3.1 洪涝灾害治理阶段(1949—1971年) |
| 3.2 急剧污染阶段(1972—1995年) |
| 3.2.1 旱涝灾害治理 |
| 3.2.2 水污染治理 |
| 3.3 遏制污染阶段(1996—2005年) |
| 3.3.1 旱涝灾害治理和水资源调控 |
| 3.3.2 水污染治理 |
| 3.4 水质改善阶段(2006年至今) |
| 3.4.1 水资源调控 |
| 3.4.2 水污染治理 |
| 4 讨论 |
| 4.1 海河流域旱涝灾害频发原因分析 |
| 4.1.1 气候原因 |
| 4.1.2 水系结构原因 |
| 4.1.3 地形地势原因 |
| 4.2 海河治理历程分析 |
| 4.2.1 洪涝灾害治理阶段(1949—1971年) |
| 4.2.2 急剧污染阶段(1972—1995年) |
| 4.2.3 遏制污染阶段(1996—2005年) |
| 4.2.4 水质改善阶段(2006年至今) |
| 5 结论 |
（6）跨域生态环境治理的府际合作研究——基于京津冀地区海河治理政策文本的量化分析（论文提纲范文）
| 一、文献回顾 |
| 二、数据来源、研究思路及方法 |
| （一）数据来源 |
| （二）研究思路 |
| （三）研究方法 |
| 三、文本分析 |
| （一）合作概况与演进 |
| （二）合作主体及主体间关系分析 |
| 1. 参与跨域生态环境治理的合作主体 |
| 2. 合作主体网络图谱分析 |
| （三）府际合作行动与效果 |
| 四、结论与建议 |
（7）我国流域水管理法律体制的演变与发展（论文提纲范文）
| 1 分级、分部门的行政区域管理体制(1949—1997年) |
| 2 流域管理与行政区域管理相结合的体制(1998—2010年) |
| 2.1 防洪实施流域管理与行政区域管理相结合的管理体制 |
| 2.2 水资源利用和保护实施流域管理与行政区域管理相结合的管理体制 |
| 2.3 水污染防治实施行政区域管理体制 |
| 2.4 水土保持实施行政区域管理体制 |
| 3 流域管理机构与政府机构改革(2011年至今) |
| 3.1 流域管理机构改革强化流域管理 |
| 3.1.1 太湖流域管理局对水质、水量进行“小综合管理” |
| 3.1.2 辽宁省内的辽河保护区管理局对干流流域实施综合管理 |
| 3.1.3 昆明市滇池流域管理机构集中于水质管理 |
| 3.1.4 流域管理机构改革的特点 |
| 3.2 河长制的实施强化区域管理与科层协调 |
| 3.3 环境监管体制改革要求在生态环保部门建立流域管理机构 |
| 3.4 国务院与地方政府机构改革优化多部门区域管理 |
| 4 结语 |
（8）海河流域河北段饮用水水源地安全法律对策研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 导论 |
| 一 研究背景 |
| 二 研究目的和意义 |
| (一)研究目的 |
| (二)研究意义 |
| 三 国内外研究现状 |
| (一)国外研究现状 |
| (二)国内研究现状 |
| 四 研究内容和方法 |
| (一)研究内容 |
| (二)研究方法 |
| 第一章 我国饮用水水源地安全法律制度建设 |
| 一 饮用水水源地概念界定和流域概况 |
| (一)饮用水水源地相关概念界定 |
| (二)我国及海河流域和河北省饮用水水源地概况 |
| 二 流域饮用水水源地法律制度现状 |
| (一)国家层面 |
| (二)海河流域和河北省地方层面 |
| 第二章 海河流域河北段饮用水水源地安全法律问题 |
| 一 饮用水水源地法制体系亟待健全 |
| (一)现行法律体系层次存在缺陷 |
| (二)专门法律规范存在缺位 |
| 二 饮用水水源地管理体制亟待明确 |
| (一)饮用水水源地监管体制不合理 |
| (二)饮用水水源地监管方式落后 |
| 三 饮用水水源地保护制度亟待完善 |
| (一)饮用水水源地保护区建设不完备 |
| (二)饮用水水源地信息公开制度不成熟 |
| 四 饮用水水源地法律责任亟待加强 |
| (一)法律责任处罚力度薄弱 |
| (二)法律责任承担方式单一 |
| 第三章 域内外饮用水水源地安全法律对策和借鉴 |
| 一 域内外饮用水水源地安全法律对策概况 |
| (一)域内流域及地区饮用水水源地安全法律对策概况 |
| (二)美国饮用水水源地安全法律对策概况 |
| (三)日本饮用水水源地安全法律对策概况 |
| (四)德国饮用水水源地安全法律对策概况 |
| 二 域内外外饮用水水源地源地安全法律对策借鉴 |
| (一)完备的法律规范体系 |
| (二)高效的监管体系措施 |
| (三)健全的应急预警制度措施 |
| (四)成熟的公众参与和信息公开制度 |
| 第四章 海河流域河北段饮用水水源地安全法律对策建议 |
| 一 健全饮用水水源地法律体系 |
| (一)树立科学的饮用水水源地立法理念 |
| (二)完善饮用水水源地法律规范体系 |
| 二 明确饮用水水源地监管体制 |
| (一)厘清跨流域饮用水水源地监管体制 |
| (二)优化流域饮用水水源地监管方式 |
| 三 完善饮用水水源地保护制度 |
| (一)完善饮用水水源地保护区制度建设 |
| (二)完善饮用水水源地信息公开及公众参与制度 |
| 四 加强饮用水水源地环境法律责任 |
| (一)加大饮用水水源地环境执法力度 |
| (二)深化饮用水水源地法律责任追究 |
| 结语 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（9）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 |
（10）基于InVEST模型的海河流域农业面源污染负荷估算（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 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 农业面源污染概述 |
| 1.2.1 农业面源污染概念与特征 |
| 1.2.2 农业面源污染主要来源及危害 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 农业面源污染模型研究进展 |
| 1.3.2 InVEST模型研究进展 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.5 论文组织结构 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 自然概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候条件 |
| 2.1.4 植被分布 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 2.2.1 人口分布概况 |
| 2.2.2 经济概况 |
| 3 基于InVEST模型的海河流域氮磷负荷估算 |
| 3.1 农田面源污染模式匹配原则 |
| 3.2 基础数据库的建立 |
| 3.2.1 农区分布 |
| 3.2.2 坡度分布 |
| 3.2.3 土地利用类型 |
| 3.2.4 梯田分布 |
| 3.2.5 种植模式 |
| 3.2.6 农田面源污染匹配模式匹配结果 |
| 3.3 海河流域化肥施用量及农田面源污染模式的氮磷肥参数区域化 |
| 3.3.1 海河流域化肥施用量及化肥施用比例变化特征 |
| 3.3.2 海河流域各地级市化肥施用量时间变化特征 |
| 3.3.3 海河流域各地级市化肥施用量空间变化特征 |
| 3.3.4 基于农田面源污染模式的地级市氮磷肥施用参数区域化 |
| 3.4 基于In VEST模型的氮磷肥输出负荷估算 |
| 3.4.1 1 InVEST模型营养物传输比(NDR)模型原理 |
| 3.4.2 修正的营养物传输比(NDR)模型原理 |
| 3.5 模型数据库的建立 |
| 3.5.1 DEM数字高程数据 |
| 3.5.2 优化的土地利用类型 |
| 3.5.3 营养物径流替代数 |
| 3.5.4 子流域 |
| 3.5.5 生物物理表及其它参数 |
| 3.6 模拟结果与分析 |
| 3.6.1 土地利用类型产生的氮磷输出负荷空间分布 |
| 3.6.2 不同农田面源污染模式的营养物输出量空间分布 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 海河流域农业面源污染特征分析 |
| 4.1 海河流域营养物输出量热点分析 |
| 4.1.1 热点分析原理 |
| 4.1.2 热点分析结果 |
| 4.2 海河流域营养物输出负荷空间自相关分析 |
| 4.2.1 空间自相关分析原理 |
| 4.2.2 空间自相关权重矩阵建立 |
| 4.2.3 空间自相关分析结果 |
| 4.3 海河流域营养物输出负荷与各环境因子的之间的关系 |
| 4.3.1 不同土地利用类型的氮磷输出负荷变化 |
| 4.3.2 不同农田面源污染的氮磷输出负荷变化 |
| 4.3.3 不同降雨等级的氮磷输出负荷变化 |
| 4.3.4 不同坡度等级氮磷输出量变化 |
| 4.3.5 氮磷肥施用强度与氮磷肥输出量变化关系 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 海河流域农业面源污染情景模拟及污染物控制建议 |
| 5.1 农业面源污染情景设置 |
| 5.1.1 源头减施情景分析 |
| 5.1.2 末端强化情景分析 |
| 5.2 农业面源污染情景分析模拟结果与评价 |
| 5.3 农业面源污染控制建议 |
| 5.3.1 海河流域农业面源污染技术管理 |
| 5.3.2 海河流域农业面源污染政策管理 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的主要学术成果 |
四、对海河流域水污染防治的浅见（论文参考文献）
- [1]京津冀地区水污染联防联控联治机制研究[J]. 璩爱玉,董战峰,郄晗彤,周全,彭忱. 环境保护, 2021(20)
- [2]海河流域水污染治理协同立法:困境、成因及对策[J]. 王耀华. 黑龙江生态工程职业学院学报, 2021(04)
- [3]海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响[D]. 李安定. 北京科技大学, 2021(08)
- [4]基于InVEST模型的海河流域农田氮磷面源污染时空变化研究[D]. 张巧玲. 西安科技大学, 2021(02)
- [5]海河70年治理历程梳理分析[J]. 于紫萍,宋永会,魏健,胡术刚,许秋瑾. 环境科学研究, 2021(06)
- [6]跨域生态环境治理的府际合作研究——基于京津冀地区海河治理政策文本的量化分析[J]. 王薇,李月. 长白学刊, 2021(01)
- [7]我国流域水管理法律体制的演变与发展[J]. 何艳梅. 水利经济, 2020(06)
- [8]海河流域河北段饮用水水源地安全法律对策研究[D]. 刘畅. 西北民族大学, 2020(08)
- [9]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)
- [10]基于InVEST模型的海河流域农业面源污染负荷估算[D]. 王道芸. 东华理工大学, 2019(01)
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