一、关于污染物标准量概念的提出（论文文献综述）
王彦玲[1]（2021）在《生态文明视域下的大气环境保护分析》文中研究指明在社会经济不断发展的背景下,人们生活水平有了明显提升,其对于生态环境质量提出了极高的要求,要想降低大气环境污染现象的出现,就需要加大对大气环境保护的力度,制定完善的生态体系,构建绿色家园。我们都知道,在人们日常生产和生活期间,环境是不可缺少的一项因素,质量方面和人们生活水平提升有着密切的联系性,人们要想获得良好的生活,离不开良好空气的支持。所以,树立正确的大气环境管理控制理念极为重要,遵循可持续发展原则,达到和自然和平共处的目的,最终促使社会良好运行。
王钰[2]（2021）在《命令控制型与市场激励型环境政策对经济绿色发展的影响机制研究》文中研究指明政府和市场是经济社会治理活动中的两个重要主体,市场作为“看不见的手”在调节经济社会的运行机制,政府则多依靠行政强制力参与到经济社会治理活动中。环境治理是社会治理的重要组成部分,环境治理领域的“政府论”和“市场论”之争已存在良久,命令控制型环境政策和市场激励型环境政策是政府和市场发挥环境治理作用的重要依托。回顾中国改革开放40年的发展历程,市场化机制的建立激发了经济活力,经济总量实现了井喷式的增长。但中国经济一直是以资本和劳动为主要驱动力,高耗能、高污染和高排放的低层次发展模式导致资源与环境的短板效应日益严重。当中国经济发展进入新常态时期后,提高经济发展质量成为新时期下的发展目标,促使经济由高速增长阶段转向高质量发展阶段成为又一重要任务。加强生态文明建设,构建绿色的现代化发展体系,树立绿色发展理念成为高质量发展的必然要求。环境治理的目标是实现经济绿色发展,所以环境治理既是社会治理的重要组成部分,也是提高经济发展质量的必要选择。政府和市场是环境治理活动中的重要参与者,二者分别通过命令控制和市场激励来推动经济绿色发展。为了探究不同环境政策在环境治理活动中的作用,本文系统性地分析了命令控制型环境政策和市场激励型环境政策对经济绿色发展的影响。本文的主要研究内容和基本结论如下:第一,本文对经济绿色发展水平的测算方法进行了改进。创新性地应用超效率共同前沿DEA方法和Luenberger生产率指数测算绿色全要素生产率,并改进了绿色全要素生产率的分解方式,分别基于要素贡献和结构贡献两种方法进行分解,从多个角度寻找经济绿色发展的驱动要素。研究发现:（1）2016年之后,全国平均绿色全要素生产率增长呈现了上升的趋势,出现由负转正的变化,即经济绿色发展水平有所提高。（2）经济绿色发展水平存在地区异质性,北部沿海和东部沿海的年平均绿色全要素生产率增长为正,其他经济区域的年平均绿色全要素生产率增长为负。（3）从绿色全要素生产率的要素贡献分解结果来看,对于全国和大多数经济区域而言,产出不足和能源过度消耗是导致绿色全要素生产率下降的主要原因,而环境改善是促进绿色全要素生产率提高的重要驱动因素。从结构贡献的分解结果来看,创新效应是促进绿色全要生产率提高的重要因素。第二,本文将命令控制型环境政策分为中央政府实施的命令控制型环境政策和地方政府实施的命令控制型环境政策,并以中央环保督察、中央环保约谈和地方环境监管为几种典型的命令控制型环境政策进行研究。利用断点回归模型识别中央环保督察制度对绿色全要素生产率的影响,利用中介效应模型寻找中央环保约谈影响绿色全要素生产率增长的中介变量,利用面板门槛模型分析环境监管对绿色全要素生产率增长的非线性影响。研究发现:（1）中央环保督察和中央环保约谈都会显着地促进绿色全要素生产率增长,但中央环保督察仅是通过产出增长效应和环境改善效应促进经济绿色发展,中央环保督察并未促进能源节约。地方环境监管作为中央环保约谈影响绿色全要素生产率增长的中介变量,仅在环保约谈发生的后一年发挥中介作用,当年并不具有中介效应,由此可见,地方政府将环境治理压力转换为治理对策仍然需要一定的时间。（2）地方政府环境监管的作用效果存在地区异质性和门槛效应,对于北部沿海、大西南、东北和南部沿海四个经济区域而言,提高环境监管力度会促进绿色全要素生产率增长,但对于其他经济区域而言,环境监管的作用并不明显。环境监管对绿色全要素生产率发挥作用时,存在以经济发展水平、工业规模、研发水平和环境监管力度为调节因子的门槛效应。第三,本文对市场激励型环境政策影响经济绿色发展的作用机制进行了系统性的分析。以用能权交易和碳排放权交易两种环境规制工具为代表,将排放权的初始分配作为研究的起点,在确定初始分配方案后,模拟市场激励型环境政策的交易行为,对用能权交易和碳排放权交易进行政策组合,从绿色发展视角下评价不同市场化程度的政策组合的经济红利效应。研究发现:（1）零和DEA方法虽然提高了用能权与碳排放权初始分配的公平性,但并没有提高初始分配的效率水平。（2）初始分配方式的选择依赖于市场机制的成熟度,当市场机制完善时,选择零和DEA方法进行初始分配,可以通过市场交易行为促进技术进步;但当市场机制不完善时,基于零和DEA方法的初始分配方式可能会阻碍技术进步,此时选择历史法进行初始分配可以在短期内保存生产力。（3）随着市场激励型环境政策的市场化水平提高,其产出效应、节能减排效应和绿色全要素生产率增长水平均会提高。在用能权与碳排放权同时可交易的市场交易型政策组合下,潜在产出增量、节能量、CO2减排量和绿色全要素生产率增长水平都会显着提高。市场交易型环境政策组合体现出最佳的经济红利效应,混合型环境政策组合居中,命令控制型环境政策组合的经济红利效应最差。（4）绿色全要素生产率的指数分解结果表明,与追求产出（GDP）增加相比,市场激励型环境政策在更大程度上是通过节能和CO2减排促进绿色全要素生产率增长。第四,本文在单独分析命令控制型环境政策和市场激励型环境政策的作用机制后,又进一步分析了二者协同作用对经济绿色发展的影响。考虑到不同层级政府实施的命令控制型环境政策的影响作用存在差异,所以本文分别研究了中央环保约谈与排放权交易的协同作用、地方环境监管与排放权交易的协同作用。研究发现:（1）较之不实施中央环保约谈和排放权交易,或只实施其中一种,同时实施中央环保约谈和排放权交易可以显着地提高经济绿色发展水平。（2）地方环境监管的政策效果会受到排放权交易政策的调节影响,对于不实施排放权交易的城市而言,地方环境监管的绿色增长效应并不显着,而对于实施排放权交易的城市而言,地方环境监管会显着地促进绿色全要素生产率增长。（3）从外商直接投资的中介效应来看,环境监管与排放权交易即具有协同作用,也具有掣肘影响,其中协同作用体现为排放权交易会降低环境监管对外商直接投资的限制,掣肘影响为环境监管与排放权交易同时实施会降低环境政策效果。本文研究得出以下启示:中国经济绿色发展水平存在地区异质性,所以无论是效率评价,还是环境政策的实施,都应将地区异质性作为重要的参考因素,实施差异化的环境政策是提高环境治理能力的必要条件;中央政府应继续坚持以环保督察和环保约谈为主要形式的环境治理行为,充分发挥它们对环境改善的促进作用;在供给侧和需求侧同时实施市场化的环境政策,提高市场激励型环境政策的作用程度,最大化释放出政策的经济红利效应,以促进经济绿色发展。环境治理应发挥多主体的协同作用,既要利用市场在资源配置方面的优势,又要依靠政府的行政执行力,在实现绿色发展的目标下,使命令控制型环境政策和市场激励型环境政策实现优势互补。
梁佳玲[3]（2021）在《面向天目湖水质目标的流域氮磷负荷产出重点源区分析》文中提出
王紫霖[4]（2021）在《天然气资源资产负债表编制方法与应用研究》文中研究说明
张涛[5]（2021）在《非对称型河流交汇区水流结构与污染物输运规律研究》文中提出河流交汇区是河流系统中典型的地貌单元,两股水流在此汇聚,相互顶托掺混,产生复杂而特殊的水流结构、地形形态、物质混合过程和水环境特征,对河网系统的水系连通、航运、泥沙及污染物输运和河床演变等至关重要。交汇区往往具有复杂多变的形态构造和水文条件,然而现有的研究结论主要为针对明渠交汇区的一些定性描述,缺乏定量的研究成果,且交汇区的水流结构表现出强烈的三维性和复杂性,尤其是天然河流交汇区真实的三维运动特性尚需进一步研究;影响河流交汇区水流结构和污染物输运的主要影响因素以及它们之间的定量响应关系尚不清晰;天然河流交汇区的水面形态、河床形态特征、污染物时空分布、混合及输运规律等仍需进一步深入研究。开展相关研究工作可进一步丰富河流交汇区的流体动力学与污染物输运相关知识,对深入了解宽浅型多沙河流交汇区的水流结构与河床地貌具有较大贡献,可为河网系统的河道控导及水环境治理提供参考。本文采用室内水槽试验、数值模拟和现场实测相结合的研究方法,系统的研究了交汇角（α）、动量比（Mr）、宽深比（b/h）和浓度差异（Cg）对非对称型河流交汇区的水流结构与污染物输运及混合规律方面的影响,研究主要围绕以下几点展开:（1）非对称型顺直明槽交汇区的水流结构基于粒子图像测速技术（PIV）,系统详实的测量了非对称型明槽交汇区的水深、三维流速等数据,分析了交汇区的水面形态特征、平面流场特性、垂线时均流速分布及三维流场结构等,研究了交汇角、动量比和宽深比对上述水流结构的影响。结果表明,交汇水流的掺混顶托对交汇区上游停滞区及其附近水域产生壅水效应,导致水面抬高;下游分离区附近产生水面跌落,水面迅速下降。交汇区水流具有强烈的三维特性,水流结构符合现有的水流分区概念模型。交汇角、动量比和宽深比对水流结构具有较大影响,随着三者的增大,停滞区面积增大,水流偏转增强,分离区尺寸发生变化,最大流速区向右岸偏移,恢复区距离缩短。（2）黄河与汾河交汇区水流结构与河床形态利用声学多普勒流速剖面仪（ADCP）对具有大宽深比、小动量比、非对称交汇、非平齐型河床、含沙量高等特点的黄河与汾河交汇区进行了实地测量,研究了该交汇区的水面形态、河床地形、平剖面流场结构和悬移质泥沙粒径分布特征,揭示了动量比对上述指标的影响,建立了非对称多沙河流交汇区的水流结构与河床形态概念模型。结果表明,动量比对该交汇区的水流结构及河床形态具有较大影响,水流分区中不具有明显的分离区和螺旋运动。紧邻交汇口下游拥有明显的冲刷坑（最大冲刷深度约3m）,河床复杂多变,易受水流影响而产生大面积的淤积或冲刷。（3）非对称型明槽交汇区污染物时空分布及混合规律利用平面激光诱导荧光（PLIF）测量系统及数值模拟方法,系统的研究了交汇区污染物时均浓度场、混合界面轨迹线的分布特征,揭示了交汇角、动量比、宽深比和浓度差四种交汇条件对时均浓度场、混合界面轨迹线、混合速率及混合过程的影响;通过多元回归分析给出了污染物混合速率、混合度的函数表达式。结果表明,交汇角、动量比和宽深比对交汇区污染物输运具有较大影响,三者的增大,可加快污染物的混合,而浓度差对混合的影响较小,动量比大于1时,在4-5个支槽槽宽的长度内基本达到完全混合;四种交汇因子与混合度呈线性相关关系,影响程度由大到小依次排序为动量比、宽深比、交汇角和浓度差。混合速率（Rm）与混合度（Δσxn）是交汇角、动量比和宽深比的函数,混合速率表征函数为Rm=-0.036·exp（α’）-0.022·1n Mr-0.027·ln（b/h）,混合度表征函数为 Δσxn=0.432·α’·Mr-0.084·（b/h）2+0.523·b/h。（4）黄河与汾河交汇区污染物时空分布与混合规律通过现场采样分析的方法对黄河与汾河交汇区的典型水质指标进行了多次监测,阐明了该交汇区的水质污染状况、污染物时空分布特征,研究了流量比及浓度比对污染物混合速率、不均匀指数的影响,揭示了影响该交汇区污染物混合的决定性因子。结果表明,汾河水流汇入交汇区后在下游产生狭长的污染带,对黄河水质造成了较严重的影响,主要表现为有机物、氨氮、总磷和溶解氧的污染方面;交汇区污染物具有明显的季节变异性;几种污染物的空间分布与混合模式一致,流量比是控制混合速率和混合度的关键因素。
武添文[6]（2021）在《复州河流域入河排污口优化布置研究》文中提出随着社会经济的快速发展,污染物入河量迅速增加,加之污染物的无序排放,增加了对流域内河道水生态系统的压力。为维持河道的水生态平衡并保障水体安全,国家制定了《城镇污水处理厂污染物排放标准》,通过强化入河排污口设置管理来规范入河污染物的排放,但这个措施没有系统性地考虑流域内各河段的自净能力与上下游各入河排污口的空间布局之间的互相关系,因而在空间上难以形成流域全局性的入河排污口优化布局,不利于流域内的水生态健康并影响水安全。本文以大连市复州河流域为背景,针对流域内排污口设置中存在的主要问题,以数值模拟为主要技术手段,并考虑流域的径流特性、经济活动规律、人口分布特点等主要因素,提出流域内入河排污口优化设置方案。首先调查分析了复州河的流域概况,并对流域内的入河排污口进行了详细调查,其次针对复州河流域的自然特征建立了基于QUAL2K的复州河水质模拟模型,接着针对流域内现有的入河排污口布局方案,通过模拟以计算分析现状入河排污口布局可能存在的环境风险,研究流域入河排污口的优化布置方案,为提升复州河流域的水质状况提供科学支撑,也从一个方面提高用水安全。论文取得以下主要成果:（1）根据复州河的实际条件,分析了复州河流域的自然环境、社会经济、排污口现状以及建设规划,并分析流域现状水质,指出部分断面水质超标的原因;详细调查了流域的排污口规划,明确了各排污口的污水排放标准;选定COD和氨氮作为主要评价和控制指标计算分析了规划污水处理厂全部建成并正常运行条件下各规划排污口的污染物排放总量和排放规律,提出了论文的重点研究时段。（2）根据流域特性以及研究需求,选取了QUAL2K模型作为研究工具,并根据复州河流域的水文条件以及流域内污水处理厂的分布情况,参考《辽宁省主要水系地表水环境功能区划》成果以及复州河干流上的控制断面分布情况,对复州河松树水库出口处下游干流段进行了概化与划分;以实测资料为依据,对模型的关键参数进行率定,并分析成果的合理性,结果表明所建立的基于QUAL2K的复州河水质模型具有较好的适用性。（3）针对流域水功能区的控制目标以及各控制断面的水质执行标准划分了河段控制断面的水质计算单元;利用1956年～2016年水文资料进行频率分析,确定了90%水平年的设计径流量,并采用水文比拟法确定流域内无实测资料的各断面的设计径流过程;进而采用控制断面达标法与模型试错法相结合,分析计算了流域内各河段和全流域的纳污能力;利用经过参数率定后的复州河水质模型模拟现有的入河排污口规划方案下的各控制断面的水质变化趋势,指出现有入河排污口设置方案存在的主要问题,作为优化排污口设置方案研究的重点。（4）分析了入河排污口布设的主要影响因素,确定了排污口优化布局的方法;根据入河排污口的布设原则,结合复州河的实际情况,确定了入河排污口的优化方案;采用所建立的基于QUAL2K的复州河水质模型模拟对比各布局方案与现有布局方案各控制断面COD和氨氮的浓度的改善程度,提出相对满意的排污口设置方案,为决策部门提供参考。
王冠[7]（2021）在《城市建筑三维格局与城市通风的关联研究 ——以徐州市为例》文中认为
张兆鑫[8]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中提出为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
郝改瑞[9]（2021）在《汉江流域陕西段非点源污染特征及模型模拟研究》文中认为在人类活动和气候变化的双重影响下,流域非点源污染形势严峻,而且面临多要素耦合驱动及多时空过程相互影响的问题。本文以汉江流域陕西段为研究区域,通过监测和实验相结合的方式开展了汉江流域陕西段非点源污染的研究,分析流域气象水文要素的变化特征,研究汉江流域非点源污染产生的特征、规律和机理,构建流域分布式非点源污染模型,探讨土地利用变化和未来气候变化对非点源污染的影响。论文主要的研究成果及结论如下:（1）通过流域近48年的气象水文要素的时空变化情况分析,发现流域降雨量呈下降趋势,降水强度呈小幅上升趋势,气温呈显着上升趋势,近十年年平均气温比80年代的年均气温升高了近1.0℃,三者均具有一个27 a左右的主周期,且降雨量和降水强度均呈现由北到南增加趋势,气温呈现由西北到东南增大趋势。武侯镇、安康站和丹凤站的径流量在0.05显着水平下呈现不明显的下降趋势,麻街站径流量呈现不显着上升趋势,各水文站年际间径流量无明显变化规律,前3个水文站径流量均有一个20 a左右的主周期,麻街站径流量有7 a左右的周期。武侯镇和安康站泥沙量随时间上升趋势不明显,麻街站和丹凤站泥沙量随时间下降趋势不明显,四个水文站点泥沙量的周期性均不明显。（2）通过汉江流域陕西段径流小区、杨柳小流域和安康断面以上流域三个空间尺度的非点源污染过程研究,表明降雨径流均呈现显着的非线性关系,径流量、泥沙量、产污量之间呈现较高的正相关关系。各径流小区氮素（TN、NH3-N、NO3-N）和磷素（TP、SRP）的流失强度均值分别为0.12 kg/ha和0.0137 kg/ha,杨柳小流域对应的氮素和磷素的流失强度分别为0.16 kg/ha和0.0165 kg/ha,氮磷素流失强度表现为杨柳小流域>小区。汛期杨柳小流域输沙模数为8.04 t/km2,径流小区平均土壤流失量为1.31 t/km2,发现土壤流失量也表现为杨柳小流域>径流小区。两者氮磷素流失的主要形态是硝态氮和正磷。安康断面以上流域不同监测指标2011～2018年的非点源负荷均值超过60%,个别年份贡献占比达到80%以上。（3）分布式非点源污染模型从降雨径流、土壤侵蚀和污染物迁移转化进行了构建,并在不同空间尺度进行了验证。产汇流模块分别选择了分布式时变增益模型（DTVGM）和逆高斯汇流模型。模拟结果如下:杨柳小流域2020年校准期（6场）和验证期（2场）洪水过程模拟的NSE系数分别达到了 0.68和0.73。2003～2018年汉江支流恒河流域年、月、日尺度流量过程的NSE系数均值分别为0.94、0.93和0.73。2003～2018年安康断面以上流域年、月、日尺度流量过程的NSE系数分别为0.95、0.91和0.68。土壤侵蚀模块采用修正的通用土壤流失方程（RUSLE）,模拟结果如下:杨柳小流域和安康断面以上流域年泥沙输移比分别为0.445和0.36,与长江水利委员会研究结果（长江流域的泥沙迁移比大约为0.1～0.4）一致。联合土壤侵蚀产沙过程和产汇流过程,分别建立了颗粒态和溶解态非点源污染模型,模拟结果如下:杨柳小流域颗粒态氮（PN）和颗粒态磷（PP）的流失量分别为31.36 kg/（hm2-a）和14.66 kg/（hm2·a）。安康断面流域的PN和PP的流失量分别为957.84 kg/（km2·a）和85.62 kg/（km2.a）。通过杨柳小流域不同场次污染物过程模拟,确定TN、NH3-N、NO3-N、TP和SRP污染物的NSE系数均值分别为0.69、0.74、0.79、0.71和0.71。安康断面以上流域NH3-N和TP污染过程模拟的NSE系数分别为0.78和0.83。从而说明模型在研究区适用,模拟结果可信。（4）汉江流域陕西段1995-2020年土地利用变化较小,近十年林地增幅较大。流域斑块类型优势地位明显上升,破碎化程度有所缓解,景观类型较原先水平丰富多样。对比2011～2018年非点源污染空间分布以及SWAT模型模拟结果,发现模拟结果具有一致性,流域偏南区域污染负荷多,其原因是降雨量大。草地面积最大所带来的土壤侵蚀也最严重,它和耕地对流域土壤侵蚀量和颗粒态氮磷负荷贡献均较大。8～15°区域带来的土壤侵蚀量最大,所携带的颗粒态氮磷负荷贡献也最大,5～8°区域的贡献率处于第二位。溶解态氮磷负荷逐年递减,草地贡献最大,林地和耕地次之。0～5°区域的溶解态负荷量最大,8～15°和5～8°的区域次之。颗粒态氮磷负荷与蔓延度指数CONTAG、最大斑块指数LPI和聚集度指数AI表现出明显的正相关性,溶解态NH3-N和TP与景观形状指数LSI、LPI和AI表现出正相关性,说明流域景观的多样性、破碎度和聚散型的增加会加大营养物输出的风险。（5）采用天气发生器NCC/GU-WG生成研究区域未来30年（2021～2050）的气候变化情景,历史气象观测资料与预报要素均取得较理想的结果,模拟效果表现为气温>降雨量,日最低气温>日最高气温。与基准期（1971～2000年）相比,未来情景逐日降雨量变化不大,除石泉站以外站点降雨量均减小,各站点日最高/最低气温均有小幅增加趋势。气候变化情景下非点源污染负荷的响应分析表明,由于气候变化带来的影响,安康断面以上流域未来30年径流量、NH3-N、TP均有小幅上升的趋势。
成波[10]（2021）在《水资源短缺地区河道生态基流的计算方法及保障补偿机制研究 ——以渭河干流宝鸡段为例》文中研究说明面对水资源短缺地区河流断流及萎缩等不可逆转的水环境恶化问题,亟需重点研究河道生态基流保障及补偿机制,以促进该区域河流水生态健康的恢复。基流保障是恢复河流水生态环境的关键,但目前为止对基于生态效益和可接受经济损失的河道生态基流计算方法、基流保障补偿量、基流保障补偿机制及补偿资金分担量等研究仍存在一些不足,迫切需要进一步探索和研究。本研究主要针对缺水地区典型河流水资源特点提出了 4种河道生态基流计算方法;建立了河道生态基流保障的补偿量计算模型;建立了河道生态基流保障补偿主体的资金分担模型;构建了河道生态基流保障补偿机制。本文以渭河干流宝鸡段为例对上述研究方法进行了验证,主要研究成果如下所示:（1）本文分别采用经验公式法、水力学及一维水质模型计算了维持河流水沙平衡、水生生物多样性保护及水质净化3个生态保护目标的适宜生态流速;结合3个适宜生态流速确定1个可以同时满足3个生态保护目标的耦合生态流速;基于3个河流生态保护目标耦合生态流速提出了河道生态基流的计算方法,并以渭河干流宝鸡段为例,研究结果表明:1)非汛期的耦合生态流速范围为[0.39,0.46 m/s]和汛期耦合生态流速底限值为0.80 m/s;2)非汛期河道生态基流为[5.66,7.42 m3/s],汛期河道生态基流底限值为21.69 m3/s;3)2000～2015年生态基流平均保障率为28.95%,不能达到政府部门要求的90%保障率。（2）将河流系统服务功能划分为经济和生态服务功能,分别采用C-D生产函数法和当量因子法分别计算了河流生态和经济服务功能价值,并将两个价值加和,当其总价值达到最大值时,生态服务功能需水量即为河道生态基流:计算基流保障的农业经济损失,将其划分为可接受和不可接受经济损失,并在基流保障经济损失计算过程中各变量变化区间划分基础上计算了不同河道生态基流临界值的可接受经济损失概率,结合水资源决策者可接受农业损失概率建立了河道生态基流计算方法;将河流水资源划分为生态基流和经济用水,分别计算了经济用水效益和生态用水价值,以前者作为后者的机会成本,结合生态基流边际效益最大化目标建立了河道生态基流计算方法,以渭河干流宝鸡段枯水年为例,结果表明:基于河流系统服务功能总价值最大化、水资源决策者可接受损失概率及生态基流边际效益最大化目标的河道生态基流分别为该段河流流量的35.02%、21.59%及33.83%。（3）基于河道生态基流定义、内涵、计算方法、区域经济发展以及政府部门对河流考核指标定量化构建了适宜河道生态基流确定方法;并在分析河道生态基流保障目标的基础上,构建了河道生态基流保障的农业补偿量计算模型,以渭河干流宝鸡段为例,研究成果表明:1)非汛期适宜河道生态基流底限为5.66 m3/s;2)基于投入成本的河道生态基流保障的农业补偿量为2.69亿元;3)基于河道生态基流价值增量的补偿量为0.95亿元;4)上述两个补偿量差异较大原因是人们对基流价值的认可度较低和外部性效应,本文以价值增量的补偿量为主,符合现阶段生活水平。（4）利用河道生态基流保障过程中不同个人及群体之间的利益关系辨明了其保障的补偿主、客体;结合5种补偿途径的优缺点明确了补偿途径的最佳补偿方案;在补偿主体分享基流价值和其总价值比例的基础上建立了保障补偿主体的资金分担量模型;结合补偿主、客体、最佳补偿方案、补偿量及补偿资金分担量构建了河道生态基流保障的农业补偿机制,以渭河干流宝鸡段2010年非汛期为例,研究成果表明:1)补偿主体分别为陕西省、宝鸡市、咸阳市、西安市及渭南市政府,补偿客体为受损农户和灌区管理局;2)现金、智力和项目补偿的3者组合是河道生态基流保障的最佳补偿方案;3)补偿主体的资金分担系数分别为70.81%、22.84%和6.35%（陕西省（包含西安市和渭南市）、宝鸡市和咸阳市）;补偿主体的资金分担量分别为0.67、0.22及0.06亿元。
二、关于污染物标准量概念的提出（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、关于污染物标准量概念的提出（论文提纲范文）
（1）生态文明视域下的大气环境保护分析（论文提纲范文）
| 1 对于生态文明视域的论述 |
| 1.1 概念 |
| 1.2 系统方面 |
| 1.3 发展理念 |
| 1.4 未来发展趋势 |
| 2 生态文明视域下保护大气环境的必然性 |
| 3 大气环境保护现状 |
| 3.1 日常生活污染 |
| 3.2 工业方面的污染 |
| 3.3 交通运输方面造成的污染现象 |
| 3.4 雾霾天气 |
| 4 生态文明视域下的大气环境保护策略 |
| 4.1 制定健全的城市大气污染防治体系以及大气保护措施 |
| 4.2 落实雾霾治理以及环境保护工作 |
| 4.3 应用城市大气环境质量评价方式 |
| (1)属性识别方式。 |
| (2)距离判断法。 |
| (3)神经网络。 |
| 4.4 做好城市绿化建设规划工作 |
| 4.5 加大环保知识的宣传 |
| 5 结语 |
（2）命令控制型与市场激励型环境政策对经济绿色发展的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 经济绿色发展与经济高质量发展 |
| 1.1.2 国家治理现代化与环境治理 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.2.1 理论意义 |
| 1.2.2 现实意义 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究方法与框架 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 研究框架 |
| 1.5 研究的创新与不足 |
| 1.5.1 创新之处 |
| 1.5.2 不足之处 |
| 第2章 理论基础与文献综述 |
| 2.1 理论基础 |
| 2.1.1 绿色增长理论 |
| 2.1.2 外部性理论 |
| 2.1.3 产权理论 |
| 2.1.4 公共物品理论 |
| 2.1.5 环境规制理论 |
| 2.2 文献综述 |
| 2.2.1 命令控制型环境政策的相关文献 |
| 2.2.2 市场激励型环境政策的相关文献 |
| 2.2.3 环境政策与经济绿色发展关系的相关文献 |
| 2.3 文献评述 |
| 第3章 经济绿色发展水平的测算和分析 |
| 3.1 经济绿色发展水平的测算方法 |
| 3.1.1 超效率共同前沿DEA模型 |
| 3.1.2 Luenberger绿色全要素生产率计算与分解 |
| 3.1.3 投入产出数据说明 |
| 3.2 经济绿色发展水平测算结果分析 |
| 3.2.1 绿色全要素生产率的初步分析 |
| 3.2.2 绿色全要素生产率的分解结果分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 典型命令控制型环境政策对经济绿色发展的影响机制分析 |
| 4.1 中央环保督察对经济绿色发展的影响机制分析 |
| 4.1.1 中央环保督察制度的实施背景 |
| 4.1.2 中央环保督察与经济绿色发展关系的建模 |
| 4.1.3 中央环保督察与经济绿色发展关系的实证结果 |
| 4.1.4 稳健性检验 |
| 4.2 中央环保约谈对经济绿色发展的影响机制分析 |
| 4.2.1 中央环保约谈与经济绿色发展的中介效应模型 |
| 4.2.2 中央环保约谈与经济绿色发展的中介效应实证结果 |
| 4.3 地方环境监管对经济绿色发展的影响机制分析 |
| 4.3.1 地方环境监管对经济绿色发展的异质性影响 |
| 4.3.2 地方环境监管影响经济绿色发展的门槛效应分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 两类市场激励型环境政策对经济绿色发展的影响机制分析 |
| 5.1 排放权交易政策的实施现状 |
| 5.2 用能权与碳排放权初始分配机制研究 |
| 5.2.1 用能权与碳排放权初始分配方式模拟 |
| 5.2.2 初始分配方式的公平性分析 |
| 5.2.3 初始分配方式的效率分析 |
| 5.3 用能权与碳排放权交易机制模拟 |
| 5.3.1 环境生产技术与数据说明 |
| 5.3.2 用能权与碳排放权交易政策组合的建模 |
| 5.4 用能权与碳排放权交易的绿色增长效应分析 |
| 5.4.1 产出效应分析 |
| 5.4.2 节能减排效应分析 |
| 5.4.3 绿色全要素生产率分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 命令控制和市场激励对经济绿色发展的协同影响机制分析 |
| 6.1 中央环保约谈与排放权交易对经济绿色发展的协同影响机制 |
| 6.1.1 中央环保约谈与排放权交易协同机制模拟 |
| 6.1.2 中央环保约谈与排放权交易协同机制的实证结果 |
| 6.2 地方环境监管与排放权交易对经济绿色发展的协同影响机制 |
| 6.2.1 不同市场激励下环境监管与经济绿色发展的关系 |
| 6.2.2 环境监管与排放权交易对经济绿色发展的调节中介效应分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 结论与政策建议 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间的科研情况 |
| 致谢 |
（5）非对称型河流交汇区水流结构与污染物输运规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状及发展趋势 |
| 1.2.1 交汇区分类 |
| 1.2.2 交汇区水动力特性研究进展 |
| 1.2.3 交汇区污染物输运及混合特性研究进展 |
| 1.2.4 水动力水质精细化研究进展 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 本文主要研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 试验与方法 |
| 2.1 基于物理模型的顺直明槽交汇区试验 |
| 2.1.1 水槽系统简介 |
| 2.1.2 测量系统 |
| 2.1.3 测量区域设置 |
| 2.1.4 试验工况设计 |
| 2.2 基于FLOW3D的顺直明槽交汇区数值模拟 |
| 2.2.1 模型基本原理 |
| 2.2.2 离散及求解方法 |
| 2.2.3 几何模型及网格无关性分析 |
| 2.2.4 模型验证 |
| 2.2.5 计算工况设置 |
| 2.3 天然河流交汇区野外试验 |
| 2.3.1 区域概况 |
| 2.3.2 测量断面布设 |
| 2.3.3 测量仪器与方法 |
| 2.3.4 试验工况设计 |
| 2.3.5 水文背景条件 |
| 2.4 数据整理与分析 |
| 2.4.1 流速数据处理 |
| 2.4.2 数据统计分析 |
| 2.4.3 污染物混合速率 |
| 2.4.4 污染物混合不均匀指数 |
| 2.4.5 污染物混合度 |
| 2.4.6 多元线性回归分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 非对称型顺直明槽交汇区水流结构 |
| 3.1 交汇区水面形态特征 |
| 3.1.1 交汇角对水面形态的影响 |
| 3.1.2 动量比对水面形态的影响 |
| 3.1.3 宽深比对水面形态的影响 |
| 3.2 交汇区平面流场特性 |
| 3.2.1 交汇角对交汇区平面流场的影响 |
| 3.2.2 动量比对交汇区平面流场的影响 |
| 3.2.3 宽深比对交汇区平面流场的影响 |
| 3.3 交汇区垂线时均流速分布 |
| 3.3.1 交汇角对纵向时均流速分布的影响 |
| 3.3.2 动量比对纵向时均流速分布的影响 |
| 3.3.3 宽深比对纵向时均流速分布的影响 |
| 3.4 交汇区三维流场特征 |
| 3.4.1 交汇角对三维流场结构的影响 |
| 3.4.2 动量比对三维流场结构的影响 |
| 3.4.3 宽深比对三维流场结构的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 黄河与汾河交汇区水流结构及河床形态 |
| 4.1 黄河与汾河交汇区水面形态 |
| 4.2 黄河与汾河交汇区河床形态 |
| 4.3 黄河与汾河交汇区流场结构 |
| 4.3.1 黄河与汾河交汇区平面流场结构 |
| 4.3.2 黄河与汾河交汇区横断面流场结构 |
| 4.4 悬移质泥沙粒径分布 |
| 4.5 非对称型多沙河流交汇区水流结构与河床形态概念模型 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 非对称型顺直明槽交汇区污染物时空分布及混合规律 |
| 5.1 交汇区污染物时均浓度场特征 |
| 5.1.1 交汇角对污染物时均浓度场的影响 |
| 5.1.2 动量比对污染物时均浓度场的影响 |
| 5.1.3 宽深比对污染物时均浓度场的影响 |
| 5.1.4 浓度差对污染物时均浓度场的影响 |
| 5.2 交汇区污染物混合界面轨迹线沿程变化 |
| 5.2.1 交汇角对污染物混合界面轨迹线沿程变化的影响 |
| 5.2.2 动量比对污染物混合界面轨迹线沿程变化的影响 |
| 5.2.3 宽深比对污染物混合界面轨迹线沿程变化的影响 |
| 5.2.4 浓度差对污染物混合界面轨迹线沿程变化的影响 |
| 5.3 交汇区污染物混合速率 |
| 5.3.1 交汇角对污染物混合速率的影响 |
| 5.3.2 动量比对污染物混合速率的影响 |
| 5.3.3 宽深比对污染物混合速率的影响 |
| 5.3.4 浓度差对污染物混合速率的影响 |
| 5.3.5 混合速率与交汇条件的定量响应关系 |
| 5.4 交汇区污染物混合不均匀指数 |
| 5.4.1 交汇角对污染物混合不均匀指数的影响 |
| 5.4.2 动量比对污染物混合不均匀指数的影响 |
| 5.4.3 宽深比对污染物混合不均匀指数的影响 |
| 5.4.4 浓度差对污染物混合不均匀指数的影响 |
| 5.5 污染物混合度与交汇条件的定量响应关系 |
| 5.5.1 混合度与交汇条件的相关关系 |
| 5.5.2 混合度与交汇条件的定量响应关系 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 黄河与汾河交汇区污染物时空分布与混合规律 |
| 6.1 黄河与汾河交汇区水质污染状况 |
| 6.2 黄河与汾河交汇区污染物时间分布规律 |
| 6.3 黄河与汾河交汇区污染物空间分布特征 |
| 6.4 黄河与汾河交汇区污染物混合速率 |
| 6.5 黄河与汾河交汇区污染物混合不均匀指数 |
| 6.6 影响黄河与汾河交汇区污染物混合的决定性因子 |
| 6.7 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 |
| 攻读博士学位期间主要研究成果 |
（6）复州河流域入河排污口优化布置研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究进展及发展趋势 |
| 1.2.1 水质模型研究 |
| 1.2.2 流域纳污能力研究 |
| 1.2.3 排污口管理与优化布局研究 |
| 1.2.4 存在的问题及发展趋势 |
| 1.3 本文主要研究内容 |
| 2 流域概况及排污口调查 |
| 2.1 自然环境概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 水系分布及水利工程 |
| 2.1.4 气候与水文概况 |
| 2.2 社会经济情况 |
| 2.2.1 行政区划及人口 |
| 2.2.2 社会经济结构 |
| 2.3 流域内排污口现状及建设规划 |
| 2.3.1 流域内排污口现状及污染源 |
| 2.3.2 污水处理厂排污口位置及处理规模 |
| 2.3.3 污水处理厂排放标准 |
| 2.4 入河污染负荷汇总分析 |
| 2.5 流域水质现状 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 复州河水动力学模型构建 |
| 3.1 QUAL2K水质模型构建 |
| 3.1.1 QUAL2K模型简介 |
| 3.1.2 模型基本原理 |
| 3.1.3 复州河流域概化与河段划分 |
| 3.1.4 模型基本输入数据 |
| 3.1.5 模型水动力参数初选 |
| 3.2 模型水质参数率定与验证 |
| 3.2.1 模型水质参数率定 |
| 3.2.2 模型检验 |
| 3.2.3 参数合理性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 纳污能力计算及规划入河排污口布局分析 |
| 4.1 水功能区和计算单元水质目标 |
| 4.1.1 水功能区划及水质目标 |
| 4.1.2 计算单元及水质目标 |
| 4.2 设计水文条件确定 |
| 4.2.1 水文频率曲线 |
| 4.2.2 水文频率分析方法 |
| 4.2.3 设计水文条件计算方法 |
| 4.2.4 复州河设计水文条件的计算 |
| 4.3 纳污能力计算分析 |
| 4.3.1 纳污能力计算方法 |
| 4.3.2 复州河纳污能力计算分析 |
| 4.4 现有的规划方案水质模拟分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 排污口优化布置方案设计与分析 |
| 5.1 入河排污口布设原则 |
| 5.1.1 禁止设置入河排污口水域 |
| 5.1.2 严格限制设置入河排污口水域 |
| 5.1.3 一般限制设置入河排污口水域 |
| 5.2 排污口优化布局方法 |
| 5.2.1 排污口布局的主要影响因素 |
| 5.2.2 排污口优化布局方法确定 |
| 5.3 排污口优化方案设置与水质模拟 |
| 5.3.1 排污口整合方案设置与水质模拟 |
| 5.3.2 污水深度处理方案设置与水质模拟 |
| 5.3.3 污水外调方案设置与水质模拟 |
| 5.3.4 污水处理厂迁址方案设置与水质模拟 |
| 5.4 各优化设置方案对的水质影响及对比分析 |
| 5.4.1 各考核断面COD浓度及水质类别改善情况对比 |
| 5.4.2 各考核断面氨氮浓度及水质类别改善情况对比 |
| 5.4.3 结果的综合对比分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（9）汉江流域陕西段非点源污染特征及模型模拟研究（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 非点源污染研究进展及存在问题 |
| 1.2.1 文献分析工具 |
| 1.2.2 国外研究分析 |
| 1.2.3 国内研究分析 |
| 1.2.4 存在的主要问题 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法和技术路线 |
| 2 流域概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 自然地理范围 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候气象 |
| 2.1.4 土壤植被 |
| 2.1.5 水文水系 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 2.2.1 人口数量 |
| 2.2.2 社会经济 |
| 2.2.3 农业产业发展 |
| 2.3 污染源状况与河库水质现状 |
| 2.3.1 点源污染 |
| 2.3.2 非点源污染 |
| 2.3.3 “河流-水库”水质情况 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 流域气象水文要素变化特征分析 |
| 3.1 研究数据与方法 |
| 3.1.1 研究数据 |
| 3.1.2 研究方法 |
| 3.2 降水变化特征 |
| 3.2.1 趋势性分析 |
| 3.2.2 周期性分析 |
| 3.2.3 年际及持续性分析 |
| 3.2.4 空间分布特性 |
| 3.3 气温变化特征 |
| 3.3.1 趋势性分析 |
| 3.3.2 周期性分析 |
| 3.3.3 年际及持续性分析 |
| 3.3.4 空间分布特性 |
| 3.4 径流变化特征 |
| 3.4.1 趋势性分析 |
| 3.4.2 周期性分析 |
| 3.4.3 年际及持续性分析 |
| 3.5 泥沙变化特征 |
| 3.5.1 趋势性分析 |
| 3.5.2 周期性分析 |
| 3.5.3 年际及持续性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 不同空间尺度非点源污染过程研究 |
| 4.1 不同空间尺度野外监测点布设和数据采集 |
| 4.2 杨柳小流域及径流小区概况 |
| 4.3 径流小区径流-泥沙-污染物过程研究 |
| 4.3.1 降雨径流过程及其响应关系 |
| 4.3.2 泥沙输移过程 |
| 4.3.3 污染物迁移转化过程 |
| 4.4 杨柳小流域径流-泥沙-污染物过程研究 |
| 4.4.1 降雨径流过程及其响应关系 |
| 4.4.2 泥沙输移过程 |
| 4.4.3 污染物迁移转化过程 |
| 4.5 汉江干流安康断面以上流域径流-泥沙-污染物过程研究 |
| 4.5.1 降雨径流过程 |
| 4.5.2 径流泥沙过程 |
| 4.5.3 水质水量过程 |
| 4.6 径流小区、杨柳小流域和安康断面以上流域的对比说明 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 流域分布式非点源污染模型构建及验证 |
| 5.1 流域分布式非点源污染模型构建 |
| 5.1.1 降雨径流过程 |
| 5.1.2 土壤侵蚀过程 |
| 5.1.3 污染物迁移转化过程 |
| 5.2 非点源污染模型的校准与验证 |
| 5.2.1 数据库建立 |
| 5.2.2 模型效率评价指标 |
| 5.2.3 径流的校准与验证 |
| 5.2.4 泥沙的校准与验证 |
| 5.2.5 营养物的校准与验证 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 土地利用变化对汉江流域非点源污染的影响 |
| 6.1 1995-2020 年土地利用类型变化 |
| 6.2 1995-2020 年土地利用空间格局变化 |
| 6.3 汉江流域陕西段非点源污染空间分布 |
| 6.3.1 颗粒态氮磷负荷的空间分布 |
| 6.3.2 溶解态氮磷负荷的时空分布 |
| 6.3.3 模型间结果对比 |
| 6.4 土地利用/地形与非点源污染关系探讨 |
| 6.4.1 土地利用/地形与颗粒态非点源污染关系探讨 |
| 6.4.2 土地利用/地形与溶解态非点源污染关系探讨 |
| 6.4.3 土地利用空间格局与负荷的关系讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 气候变化对汉江流域非点源污染的影响 |
| 7.1 气候变化预测 |
| 7.1.1 NCC/GU-WG模拟结果的验证 |
| 7.1.2 未来气候情景模拟 |
| 7.2 气候变化环境下非点源污染负荷的响应 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 附表 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录 A 博士期间发表的学术论文 |
| 附录 B 博士期间参与的科研项目 |
（10）水资源短缺地区河道生态基流的计算方法及保障补偿机制研究 ——以渭河干流宝鸡段为例（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. 国内外研究进展 |
| 1.2.1. 河道生态基流定义 |
| 1.2.2. 河道生态基流计算方法 |
| 1.2.3. 河道生态基流价值 |
| 1.2.4. 河道生态基流保障的补偿机制 |
| 1.2.5. 河道生态基流管理 |
| 1.3. 存在的主要问题 |
| 1.4. 研究内容 |
| 1.5. 研究技术路线 |
| 2. 研究区状况 |
| 2.1. 研究区域 |
| 2.2. 基础数据 |
| 2.2.1. 区域水资源量 |
| 2.2.2. 气候状况 |
| 2.2.3. 河流泥沙 |
| 2.2.4. 社会经济 |
| 2.2.5. 行业用水 |
| 2.2.6. 土地利用 |
| 2.2.7. 水环境及生物多样性 |
| 2.3. 宝鸡峡塬上灌区概况 |
| 2.4. 研究区域存在的主要问题 |
| 3. 基于河流生态保护目标的耦合生态流速的生态基流计算方法 |
| 3.1. 河流生态保护目标选择 |
| 3.2. 河道生态基流计算方法 |
| 3.2.1. 维持水沙平衡的生态流速 |
| 3.2.2. 水生生物多样性保护的生态流速 |
| 3.2.3. 满足水质标准的生态流速 |
| 3.2.4. 河道生态基流计算方法 |
| 3.3. 渭河干流宝鸡段河道生态基流 |
| 3.3.1. 维持水沙平衡的生态流速 |
| 3.3.2. 水生生物多样性保护的生态流速 |
| 3.3.3. 满足水质标准的生态流速 |
| 3.3.4. 渭河干流宝鸡段河流生态流速 |
| 3.3.5. 渭河干流宝鸡段河流生态基流 |
| 3.3.6. 结果合理性分析 |
| 3.3.7. 河流生态基流保障现状评价 |
| 3.4. 河道生态基流计算方法讨论 |
| 3.5. 本章小结 |
| 4. 基于价值最大和可接受损失保障目标的河道生态基流计算方法 |
| 4.1. 河道生态基流价值计算方法 |
| 4.1.1. 河流系统服务功能划分 |
| 4.1.2. 河道生态基流价值计算方法 |
| 4.1.3. 渭河干流宝鸡段河道生态基流价值 |
| 4.2. 不同类型经济用水效益计算方法 |
| 4.2.1. 工业用水效益 |
| 4.2.2. 农业灌溉用水效益 |
| 4.2.3. 其他经济用水效益 |
| 4.2.4. 不同经济用水的总效益 |
| 4.3. 基于河流系统服务功能总价值最大目标的河道生态基流计算方法 |
| 4.3.1. 河流系统服务功能总价值 |
| 4.3.2. 河道生态基流计算方法 |
| 4.3.3. 渭河干流宝鸡段的河道生态基流 |
| 4.4. 基于水资源决策者可接受经济损失概率目标的生态基流计算方法 |
| 4.4.1. 优先保障河道生态基流的农业经济损失评估 |
| 4.4.2. 基于水资源决策者可接受经济损失概率目标的生态基流计算方法 |
| 4.4.3. 渭河干流宝鸡段河道生态基流 |
| 4.5. 基于生态基流边际效益最大化目标的生态基流计算方法 |
| 4.5.1. 河道生态基流计算方法 |
| 4.5.2. 渭河干流宝鸡段河流生态基流及其价值的拟合曲线 |
| 4.5.3. 农业灌溉用水效益与农业灌溉用水的拟合曲线 |
| 4.5.4. 渭河干流宝鸡段河道生态基流 |
| 4.6. 四种方法计算结果对比分析 |
| 4.7. 本章小结 |
| 5. 河道生态基流保障的农业补偿量计算模型 |
| 5.1. 适宜河道生态基流确定方法 |
| 5.1.1. 适宜河道生态基流确定方法 |
| 5.1.2. 渭河干流宝鸡段适宜河道生态基流 |
| 5.2. 河道生态基流保障的农业补偿量计算模型 |
| 5.2.1. 计算模型理论基础分析 |
| 5.2.2. 河道生态基流保障的农业生态补偿量计算模型 |
| 5.3. 渭河干流宝鸡段基流保障的农业补偿量 |
| 5.3.1. 基于成本投入的农业补偿量 |
| 5.3.2. 基于河道生态基流价值增量的补偿量 |
| 5.4. 本章小结 |
| 6. 河道生态基流保障的农业生态补偿机制 |
| 6.1. 河道生态基流保障的补偿主、客体界定原则 |
| 6.1.1. 补偿主、客体界定原则 |
| 6.1.2. 渭河干流宝鸡段基流保障的补偿主体分析 |
| 6.1.3. 渭河干流宝鸡段基流保障的补偿客体分析 |
| 6.2. 河道生态基流保障的最佳补偿方案 |
| 6.2.1. 生态补偿途径的划分 |
| 6.2.2. 基于生态补偿途径的补偿量计算模型 |
| 6.2.3. 河道生态基流保障的最佳补偿方案 |
| 6.2.4. 渭河干流宝鸡段多种生态补偿方案 |
| 6.3. 河道生态基流保障补偿主体的资金分担量计算方法 |
| 6.3.1. 不同层次资金分担量计算模型建立原则 |
| 6.3.2. 河道生态基流价值 |
| 6.3.3. 河道生态基流保障补偿主体的资金分担系数 |
| 6.3.4. 补偿主体的资金分担量计算模型 |
| 6.4. 渭河干流宝鸡段补偿主体的资金分担量 |
| 6.4.1. 河流生态基流服务功能影响范围界定 |
| 6.4.2. 补偿主体的资金分担系数 |
| 6.4.3. 补偿主体的资金分担量 |
| 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 |
| 攻读博士学位期间主要研究成果 |
四、关于污染物标准量概念的提出（论文参考文献）
- [1]生态文明视域下的大气环境保护分析[J]. 王彦玲. 科技风, 2021(26)
- [2]命令控制型与市场激励型环境政策对经济绿色发展的影响机制研究[D]. 王钰. 吉林大学, 2021(01)
- [3]面向天目湖水质目标的流域氮磷负荷产出重点源区分析[D]. 梁佳玲. 南京师范大学, 2021
- [4]天然气资源资产负债表编制方法与应用研究[D]. 王紫霖. 西安科技大学, 2021
- [5]非对称型河流交汇区水流结构与污染物输运规律研究[D]. 张涛. 西安理工大学, 2021
- [6]复州河流域入河排污口优化布置研究[D]. 武添文. 大连理工大学, 2021(01)
- [7]城市建筑三维格局与城市通风的关联研究 ——以徐州市为例[D]. 王冠. 中国矿业大学, 2021
- [8]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [9]汉江流域陕西段非点源污染特征及模型模拟研究[D]. 郝改瑞. 西安理工大学, 2021
- [10]水资源短缺地区河道生态基流的计算方法及保障补偿机制研究 ——以渭河干流宝鸡段为例[D]. 成波. 西安理工大学, 2021