一、对太湖流域水稻土农田排水的一些看法（论文文献综述）
郝改瑞[1]（2021）在《汉江流域陕西段非点源污染特征及模型模拟研究》文中研究表明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。
严磊[2]（2021）在《太湖地区稻麦农田径流及氮磷流失特征分析》文中研究指明农田径流的发生具有随机性,但在特定的条件如降雨、土壤含水量和田间植被覆盖度等因素影响下,农田径流又呈现出一定的规律性。确定农田地表径流及氮磷流失特征对因时因地制定养分削减策略具有重要意义。因此,本研究首先通过历史降雨资料与文献调研的整合分析,阐明了太湖地区稻麦轮作农田径流发生的高风险期;并利用田间降雨模拟装置分别在稻、麦农田不同作物生育阶段（植被盖度）,研究了不同降雨强度下农田径流和氮磷流失特征;并考虑小麦播栽方式对径流的影响,同时开展了不同播栽方式的对比研究。研究结果可为南方稻麦农田径流减排提供技术支撑和科学依据。主要研究结果如下:（1）太湖地区年均降水量为1164.8 mm（657.7-1643.7 mm）,年降水距平百分率基本在±25%左右变化（正常）。剔除偏涝年和偏旱年后,小麦生长季降水概率和日均降水量月度时序变化均表现为先下降后升高的趋势,12月降水概率和日均降水量均最低。从小麦生长季12年径流发生时间统计结果发现,2月（19.05%）和3月（18.10%）径流发生次数占比较高,是麦田径流发生的高风险期。不同年份驱动径流发生的实际最小降水量为8.1-19.4 mm,径流发生概率与降水发生概率变化并不完全一致。另外水稻生长季6月的降雨概率和降雨量均最高,分别为63.33%和20.33 mm,产生径流可能性较大,是稻田径流发生的高风险期。（2）不同植被盖度下,麦田的初始产流时间仅与降雨强度显着相关。低植被盖度下,径流系数受降雨强度和播栽方式显着影响,而高植被盖度下,不受播栽方式和降雨强度影响。不同植被盖度下,径流率峰值皆出现在径流中后期,且相同雨强下低植被盖度条播处理的径流率峰值(193.27-521.83 m3·ha-1·h-1)均高于撒播(144.62-414.76 m3·ha-1·h-1),而高植被盖度下不同播栽方式的径流率峰值较为接近。径流发生前期是氮磷流失的高浓度时期（随产流时间的变化可以分别用对数函数和幂函数描述）,整体随雨强增大而增加,并受植被盖度和播栽方式影响。低植被盖度下条播处理的氮素峰值浓度（2.25-4.57mg·L-1）整体高于撒播处理（2.19-5.00 mg·L-1）,高植被盖度下则相反（条播:1.24-1.95mg·L-1;撒播:1.58-2.74 mg·L-1）。低植被盖度下条播处理的磷素表现与氮素一致,但高植被盖度下撒播处理的磷素峰值浓度在高雨强下较高（条播:0.93 mg·L-1;撒播:1.94mg·L-1）。（3）受流失率影响,径流发生中后期的麦田氮磷流失率较高,特别是在中高雨强和低植被盖度下,条播处理的氮磷流失率在相同降雨强度下均高于撒播处理;而高植被盖度下与撒播处理相当。不同植被盖度及播栽方式下的径流氮素流失以无机态氮为主,且硝态氮（NOX--N）占总氮（TN）的比值较高;而径流磷流失以颗粒态磷（PP）为主。两种植被盖度下氮素流失量对雨强的响应不同,不同植被盖度和播栽方式下总磷流失量随雨强增大而增加(低植被盖度:0.08-0.44 kg·ha-1;高植被盖度:0.02-0.1 kg·ha-1)。低植被盖度下氮素流失量整体随雨强增大而增加,且相同雨强下条播处理的氮素流失量(0.21-0.80 kg·ha-1)不同程度高于撒播(0.16-0.61 kg·ha-1)。但高植被盖度下不同处理的氮素流失量无显着差异。氮素流失量与径流发生前、中期的径流率和氮磷浓度密切相关,而磷素流失量与径流发生中、后期的径流率和氮磷浓度密切相关。（4）不同植被盖度下稻田径流出水率呈先上升后下降的趋势,且出水率峰值随雨强增加而明显增加。不同雨强下径流氮浓度随产流时间的变化特征,可用对数函数进行拟合,其总体呈现出下降趋势。不同植被盖度各雨强下径流磷浓度随产流时间的变化特征,可用幂函数进行拟合,其总体呈现出下降趋势。初始产流期是氮磷高浓度风险期,氮素浓度峰值为1.32-1.72 mg·L-1（低植被盖度）、0.96-1.03 mg·L-1（高植被盖度）;磷素浓度峰值为0.24-0.55 mg·L-1（低植被盖度）、0.19-0.31 mg·L-1（高植被盖度）。径流发生前期（0-20 min）和中期（20-40 min）是氮磷流失的高风险期。径流氮磷流失率在高植被盖度的雨强削减作用下受降雨强度影响较小。因此,仅低植被盖度下不同雨强的氮磷流失负荷差异显着,高降雨强度的氮磷流失量显着增加。稻田径流氮素损失以NH4+-N为主,且不同雨强下,NH4+-N在TN中的占比较为接近（41-52%）;磷素流失以TDP为主（69-85%）,并随雨强增大而占比减小。氮素流失负荷与径流发生前期和中期径流率及氮素浓度密切相关,而磷素流失负荷与试验前田面水磷浓度、径流中期磷素流失浓度和中后期径流率密切相关。
贶聚欣[3]（2021）在《宁夏引黄灌区农田退水污染防治景观格局优化策略研究 ——以青铜峡市大坝镇韦桥村为例》文中研究指明宁夏引黄灌区“大引大排”的灌溉方式导致农田退水污染问题日益突出,农田中的氮磷农药残留随着退水汇入河流后造成水体富营养化,严重影响了黄河水生态系统健康。从风景园林学科角度分析,农田景观格局特征对农田退水污染的防治能够起到重要作用。本研究选取青铜峡市大坝镇韦桥村为代表案例,首先剖析了宁夏引黄灌区农田景观格局特征,其次揭示了农田景观格局与退水污染过程之间的空间机制,最终从风景园林学科视角提出了农田退水污染防治的景观格局优化策略。本研究结论为宁夏乡村农业污染治理提供了空间方法,也为类似地区的农田退水污染问题的治理提供参考。本论文共分6章。第一章为绪论,主要内容包含了研究的背景、对象、目的、意义、方法、内容与框架等。第二章为农田退水污染防治景观格局优化策略及景观格局优化方法的相关理论与实践研究综述,对景观格局-过程关系理论研究、农业景观对河流生态系统的影响研究、农田退水污染治理景观格局优化策略研究的研究现状进行梳理,提取其中的生态原理为本研究提供理论基础。第三章对青铜峡市大坝镇韦桥村的农田退水污染的现状问题进行分析,探究造成韦桥村农田退水污染问题的具体原因,对本研究的重要性进行说明。第四章对青铜峡市大坝镇韦桥村农田退水污染形成的景观格局及景观过程进行分析,识别并提取景观单元,并从“源-汇”景观格局角度对韦桥村农田退水污染过程进行评价。第五章在结合案例研究的基础上,对农田退水污染空间防治策略进行提取并按照与“源-流-汇”景观单元的匹配性对景观格局优化策略进行分类。第六章对青铜峡市大坝镇韦桥村农田退水污染问题治理的景观格局优化策略研究内容进行总结,并作出研究展望。本文包括四项主要结论:（1）梳理了农田退水污染防治的相关空间理论与案例;（2）揭示了农田退水污染过程与农田景观格局之间的关系;（3）建构了农田退水污染防治景观格局优化模型;（4）提出了农田退水污染防治的景观格局优化策略。
侯君霞[4]（2021）在《稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究》文中指出针对耕地集约化,面对人口压力下粮食的增产需求,化肥及农药等使用量在逐年增大,农田退水造成的面源污染已成为环境污染治理的难点和重点问题。本研究构建以水稻田为载体的潜流式稻田湿地耦合生态沟渠净化村落支浜污水,采用常规水质指标检测、高效液相色谱、气质联用及高通量测序等技术手段,从以下5个方面来考察稻田湿地-生态沟渠耦合系统对村落支浜污水的去除效果和湿地土壤微生物群落特征,具体研究工作包括:（1）探究不同曝气强度和方式的前置增氧对稻田湿地耦合生态沟渠系统去除村落支浜污水中常规污染物影响,确定最佳的试验运行参数,并对稻田湿地耦合生态沟渠系统出水进行急性毒性安全分析;（2）分析比较自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中农残（苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚）的降解规律;（3）探究HD菌剂对湿地水及土壤中EDCS（雌酮（E1）、雌二醇（E2）、乙炔基雌二醇（EE2）、雌激素（E3））降解效能的影响;（4）采用高通量测序手段从微生物角度分析和揭示湿地土壤中微生物群落的趋势变化及分布情况;（5）考察常州市武进区雪堰镇新康村农业面源氮磷拦截示范工程运行效能。通过上述研究,取得了以下研究成果:（1）潜流式稻田湿地耦合生态沟渠净化村落支浜污水试验结果表明:湿地进水的曝气强度为60-90 m L/min,曝气与不曝气时间比为20 min:100 min时,湿地内亚硝酸盐积累率可达到了50%以上,此条件下湿地的短程硝化反硝化反应可顺利启动。稻田湿地耦合生态沟渠系统W1和W2出水水质分别为CODMn:16.1 mg/L、14.8 mg/L,TN:4.23 mg/L、3.71 mg/L,NH4+-N:0.99 mg/L、0.46 mg/L,TP:0.14mg/L、0.11 mg/L,两组系统出水四项基本指标均达地表水环境质量标准Ⅳ类水质且不具有毒性。（2）自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中农残（苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚）的降解规律是:苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚在稻田水中的降解主要以光解为主,HD菌作用微弱,HD菌剂强化下稻田水中的农残降解半衰期相比自然条件下无明显差异。HD菌剂强化下稻田土壤中苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚的降解半衰期相比自然条件下分别缩短2.6 d、4.7 d和3.0 d,HD菌可以有效缩短三种农残在土壤中的半衰期。（3）自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中EDCs的降解规律是:两组湿地对E1、E2、E3及EE2的平均去除率分别为W1:80.1%、72.4%、51.4%、68.3%,W2:82.6%、73.4%、60.5%、75.6%。HD菌剂加强组W2中的EDCs残留量要明显低于空白对照组W1,W2湿地出水中E1、E2、E3和EE2含量相比W1可分别降低约26.6%、17.1%、30.3%、13.3%,HD菌剂能强化稻田湿地土壤中EDCs的降解。（4）稻田湿地内微生物群落的变化特征是:高通量测序结果表明Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Acinetobacter、Longilinea、Novosphingobium等具有硝化与反硝化功能的菌种在湿地土壤中广泛分布,是湿地土壤中的优势菌属。间歇性弱曝气可有效提高湿地土壤微生物种群多样性,对湿地除氮、降解有机物等均有至关重要的作用。W2湿地投加假单胞菌HD后,Acinetobacter和Nitrospira相对丰度相比BDT分别提高9.18%、3.19%,假单胞菌HD能有效改善了湿地的硝化与反硝化能力,证明湿地具良好的脱氮和降解有机物的能力。（5）常州市武进区雪堰镇新康村农业面源氮磷拦截示范工程运行跟踪研究表明,1650亩水稻田退水经5条次级支浜（总长3540m）生态拦截处理后,污染负荷年削减总量为CODCr:14.53 t/a,NH4+-N:0.45 t/a,TN:1.46 t/a,TP:0.18 t/a;污染负荷年削减率分别为81.4%、71.4%、58.0%、66.4%。5条次级支浜水环境治理效果良好,水质明显改善,各条次级支浜出境断面的COD、NH4+-N、TN、TP等四项水质指标均达《地表水环境质量标准（GB3838-2002）》中的Ⅴ类水质。
黄瑜[5]（2021）在《稻田水肥调控对氮磷流失影响和田沟塘对氮磷拦截研究》文中提出为进一步探讨减量化施肥以及稻田水位对双季稻产量、土壤养分及其对稻田氮磷流失的影响,为实现安徽省稻区减量化施肥和水位管理环境提供技术支撑,2019年度在安徽省巢湖流域水稻主产区布置田间试验。试验设置共设置9个处理,设置高（15cm）、中（10cm）、低（5cm）3个水位,3次重复;每个水位条件下设置3种施肥措施,分别为常规施肥（按照当地粮食丰产工程达到最优经济产量时的施肥量）、减量化施肥（在常规施肥处理的基础上氮磷钾施肥减少20%）、空白（不施肥）;并在小区试验附近设置田沟塘氮磷流失特征研究试验,采集与排水沟相连田面水采样混合样;生态田沟塘中采用断面浓度监测法定时取各断面水样测定氮、磷,每隔一定长度设置一个断面;在入巢湖口附近设置采样点,采集水样,对田沟塘于稻田氮磷流失的截留效果进行分析。研究结果如下:1、在相同水位条件下,与常规施肥相比,减量化施肥（在常规施肥的基础上氮磷钾减施20%）不会降低水稻产量,同时茎蘖数、株高、千粒重与常规施肥没有明显差异。不同灌水深度（5cm、10cm、15cm）对水稻产量没有明显影响,其中10cm深度水稻产量效应优于其余2个水位,差异不显着。2、稻田不同水位条件下,常规施肥和减量化施肥土壤有机质含量均高于不施肥处理,减量化施肥不会降低土壤养分含量,同时中水位（10cm）条件下减量化施肥在保证水稻丰产的前提下能有效提高土壤全氮、有机质、速效养分含量培肥土壤效果较好。3、减量化施肥可以在保证水稻丰产的情况下降低田面水氮磷浓度,降低流失风险,综上巢湖流域稻区水层深度10cm+减量化施肥可以在保证水稻产量、培肥土壤的同时降低氮磷流失风险。4、关于不同生态田沟塘对氮磷流失拦截效应,本试验研究发现,自然生态田沟塘对源头流入的氮磷污染水体具有一定程度的拦截作用。进一步来看,不同田沟塘对氮磷拦截效应大小与时间、降雨量、田沟塘深度、坡度以及田沟塘生态结构有关,本试验条件下一系列田沟塘对源头总氮、铵态氮、硝态氮、总磷、可溶性磷拦截率分别为85.76%、69.69%、82.45%、57.81%、62.57%,拦截效果明显。
陈珂珂[6]（2021）在《水稻种植对稻田水体及水稻土的影响研究 ——以乐东县利国镇为例》文中研究说明人多地少是我国面临的一大问题,人均耕地面积远远达不到国际标准,因此,粮食压力十分巨大。为了在有限的耕地上提高产量,农户在水稻耕种期间施用了大量的化肥和农药,化肥和农药的施用虽然能增加产量,但农田中残留的化肥农药会随地表径流进入受纳水体,尤其是在热带季风区,由于雨量多,农田频繁的排水势必增加周围环境遭受污染的风险,此外如果水稻土重金属超标,也会增加稻米重金属超标的风险。因此对热带季风区水稻田水体及水稻土质量的研究具有现实意义。本研究以海南省乐东县五位农户的五片稻田作为研究对象,（1）通过对稻田水体中毒死蜱和溴氰菊酯的残留量进行分析,评价其在稻田水体中的污染状况,并通过模拟实验分析水体中毒死蜱和溴氰菊酯的净化规律及其影响因素;（2）在水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）,跟踪监测稻田水体中重金属的含量,探明不同耕种期稻田水体中重金属含量的赋存特征,评价不同耕种期稻田水体重金属的潜在污染风险;（3）在水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）,跟踪监测水稻土中的碳氮及重金属含量,探明不同耕种期水稻土中碳氮及重金属的时空赋存特征,评价水稻土中的碳氮和重金属对生态环境造成的潜在生态风险;（4）分析水稻土中重金属的来源。主要研究结果如下:（1）水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）时,五位农户稻田水体中的Cr、Cu、Zn、Cd、As、Pb等6种重金属虽未超过标准值,但重金属Hg均超过标准值。五位农户的稻田水中Hg的单因子指数范围分别2.0～3.3和1.3～2.0,最大值分别为农田灌溉水质标准值的3.3倍、2倍。水稻成熟期时,仅N5s的稻田水体处于轻度污染,N1s～N4s的稻田水体处于中度污染。表明稻田水体中在几种重金属的加和效应下会产生一定的污染。（2）在农户施用毒死蜱和溴氰菊酯农药后第1d后,五位农户稻田水体中的毒死蜱和溴氰菊酯均出现超标,毒死蜱的含量是标准值(0.03 ug.m L-1)的28.67倍、23.33倍、31.0倍、25.33倍、40倍;溴氰菊酯的含量是标准值(0.02 ug.m L-1)的37.5倍、35.50倍、44.5倍、42.0倍、45倍。（3）水稻土中TN和TOC含量呈现拔节期（T1）高于成熟期（T2）,而TC的含量则是成熟期（T2）略高于拔节期（T1）。且水稻土中的TN、TC、TOC的含量,最高值集中在稻田中间（M2）,分别是研究区背景值（M0）的5.64倍、1.77倍、5.11倍;田埂（M4）处TC、TN含量仅次于水田中间（M2）。本研究区水稻拔节期和成熟期水稻土TOC和TN含量均高于四川盆地水稻土、江西红壤水稻土的有机碳含量;但低于黑龙江地区、太湖地区、洞庭湖区的水稻土有机碳的含量。研究区水稻土TN的累积水平比TOC高。水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）水稻土的C/N值较低,范围分别为11.99～15.47、11.20～16.65。表明水稻拔节期和成熟期时水稻土的有机质分解矿化速度大于累积速度,不利于有机质的累积。（4）五位农户的水稻土中所含的重金属Zn、Ni、Hg、As、Cd的含量,基本上都是水田中间（M2）最高,田埂处（M4）含量次之,依次为排水口对角处（M1）,排水口处（M3）的含量最低。水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）,五位农户水稻土中Cd的含量,与国家土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准限值相比,分别是1.95倍、2.1倍、2.18倍、1.83倍、2.08倍;1.95倍、2.03倍、1.58倍、1.6倍、1.58倍;与海南省土壤环境元素背景值相比,分别是15.6倍、16.8倍、17.4倍、14.6倍、16.6倍;15.6倍、16.2倍、12.6倍、12.8倍、12.6倍,研究区Cd的背景值未检测出。（5）采用地质累积指数和潜在生态污染指数对农户的水稻土进行评价,结果表明,不论在水稻拔节期还是成熟期,五位农户水稻土中Cd的地质累积指数(Igeo)均大于3,100%的采样点处于强污染;在水稻拔节期时,五位农户的水稻土中Cr的Igeo均大于1,水稻土处于中等污染,而水稻成熟期时,Cr的Igeo均大于0,有40%的采样点处于轻度-中等污染,60%的采样点处于中等污染;个别农户水稻土也受到Cu和As污染,且在水稻拔节期和成熟期时均处于轻度-中等污染;五位农户的水稻土中Ni、Zn、Pb的Igeo均≤0,处于无污染状态。水稻拔节期（T1）和成熟期（T2）时,五位农户水稻土中Cd的潜在生态风险参数（Eri）均大于240,处于极高风险污染;而Cr、Ni、Cu、Zn、As、Pb的Eri均小于30,处于无风险;但从多种金属的潜在生态污染指数（RI）来看,水稻拔节期时,五位农户的水稻土中的RI均大于440,处于极高风险污染;水稻成熟期（T2）时,有40%的采样点的RI值大于440,处于极高风险污染,60%的采样点的RI值小于440,处于高风险污染,可见水稻土中重金属Cd的污染较严重。（6）相关性分析显示,水稻土中的TN、TOC与Cr、Zn、As、Hg、Pb、Cd之间呈显着相关,相关系数在0.9以上,相关系数最高值达0.984;重金属Pb与Cr、Cd、As和Hg两两之间呈显着相关,相关系数最高值达0.995,说明这些元素关系密切,有共同的影响因素,可能有相似的来源。对农户施用的各种肥料进行检测表明,结果显示,磷肥和复合肥中的重金属Cr、Cu、Zn、As、Hg、Pb、Cd含量较高,其中Cd、Zn、Hg含量超过土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准限值,超标率分别为30%、20%、50%。在施用的三种化肥中,磷肥的重金属Cd、Hg含量最高,Cd为标准值的5.05倍、Hg为标准值的1.58倍;复合肥的含量次之,复合肥中重金属Zn、Hg为标准值的1.64倍、Hg为标准值的1.08倍;尿素的重金属含量最低,且均未超出土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准限值。（7）溴氰菊酯和毒死蜱的降解模拟实验表明,水体中放置玄武岩和沙子,对溴氰菊酯和毒死蜱的净化有一定作用;且沙子的净化效果优于玄武岩。碱性环境有助于加速水体中毒死蜱和溴氰菊酯的净化。
邬建红[7]（2021）在《水源区非点源氮污染的定量溯源、分类减排与景观格局调控研究》文中进行了进一步梳理近些年来,尽管政府相关部门已经在水源区开展了一系列的水质保护工作,非点源污染仍然是引起其水质恶化的重要原因。流域水环境管理中,由于非点源污染物的排放具有随机性、多源性、多途径等特点,对非点源污染的控制十分困难。特别是针对流域非点源污染具有突出的多源复合特征,明确“优先控制谁”、“各个污染过程分别控制到什么程度”这两大问题,可以为有效控制水质污染提供重要的科学依据。本文以具有明确水质要求的饮用水水源区-宁波横溪水库流域为研究对象,在收集流域水文、气象和社会经济统计年鉴等资料的基础上,通过对流域内水质变化的动态监测,采用LOADEST模型、双参数数字滤波基流负荷分割模型以及一维水质方程-输出系数耦合模型等模拟分析方法,通过“反演溯源”对河流总氮（TN）负荷来源进行了定量解析;同时,以农业生产作为非点源污染控制的重点,采用区域氮输入-输出平衡模型,分析了农田氮素的净输入量及其不同来源组成的比例。进而依托田间试验,研究不同水肥管理措施对农田非点源氮排放的影响,并在水源区所需氮减排目标框架下,分析了该流域主要种植制度下农田水肥管理优选方案。本文还采用冗余和偏冗余分析方法,探索了景观格局对非点源污染区域河流水质的影响,提出了在优化农田水肥管理的基础上,进一步通过流域景观格局的调控,来达到控制非点源污染的目的。主要研究结果如下:（1）基于水文水质监测资料,率定和验证了模拟横溪流域河流TN负荷变化的LOADEST模型,并模拟得到了流域出口监测断面TN逐日负荷量,核定了横溪水库流域在2015-2019年期间年均TN负荷量为55.46±11.86 t·year-1;月均TN负荷量较高的时段发生在6～9月,与月降雨量变化高度相关。进一步建立双参数数字滤波基流负荷分割模型,分割基流和地表径流TN的非点源污染负荷量,得到研究期间基流和地表径流分别对河流TN负荷量的年均贡献量为27.23±5.93 t·year-1和28.24±5.98 t·year-1,年均贡献率为49.06±0.91%和50.94±0.91%。（2）采用一维水质方程-输出系数耦合模型对地表径流TN负荷量进行分类定量解析,通过贝叶斯方法求解得到该流域内,各个土地利用类型地表径流的TN输出系数从大到小依次为:旱地(34.65±0.40 kg·ha-1·yr-1)、民居地(26.91±0.38 kg·ha-1·yr-1)、园地(16.89±0.88 kg·ha-1·yr-1)、水田(12.30±0.41 kg·ha-1·yr-1)和林地(6.33±0.25 kg·ha-1·yr-1)。不同土地利用方式对地表径流TN负荷量的贡献率顺序为:林地（41%）>水田（22%）>民居地（15%）>旱地（12%）>园地（10%）。然后采用农田净人为氮输入模型对流域内农田（水田和旱地）的不同氮输入组分进行计算,得到各组分所占比例依次为:化肥施入（81.90%）、大气氮沉降（17.60%）、农业固氮（7.80%）、人粪便还田（1.20%）、畜禽粪便还田（0.20%）及种子输入氮（0.10%）。（3）通过田间试验,筛选得到“干湿交替灌溉处理+适地养分管理技术+缓效肥替代”组合模式,是在该区域水田-马铃薯轮作制度下总氮减排的优选水肥管理模式。相较于“传统淹灌+农民施肥”处理,在该处理下农田年均TN径流流失量减少了16.54±3.34 kg N·ha-1,其减少比例为52.34±1.38%;水稻2019年减产很少（0.78%）,2018年略有增产;马铃薯的产量在研究期内也仅减少了4.54±5.13%。流域内农田全部采取上述优选水肥管理措施情形下,可以为流域内地表径流TN负荷量减排22.28%。（4）以水库TN二类水质标准为目标,在90%、75%和50%保证率的年径流流量条件下,采用狄龙模型计算得到水库TN水环境容量为42.46 t·year-1、49.75 t·year-1、60.59 t·year-1;扣除基流对水库TN负荷量的贡献、环库周边林地输入的TN负荷以及河流源头流域地表径流年均输入的TN负荷量,流域地表径流TN超标排放量分别为12.61 t·year-1、8.90 t·year-1、3.38 t·year-1。因此,以TN排放现状为基础,地表径流TN负荷量需要减排的比例分别为40.74%、30.58%、15.47%。综上所述,保障作物高产的前提下,仅靠农田水肥管理很难实现75%保证率下流域水质达标。（5）在确保水质达标条件下维持高水平的农业生产,是许多地区现实的发展目标;因此在较大幅度控制农田面源污染的同时,需要集成多途径、多方法的水质控制措施。本文探索了主要景观格局特征的变化对河流水质的影响及其时空尺度效应。发现在地形、景观组成以及景观配置这三类景观格局指标体系中,地形指标对水质的影响具有更强的空间尺度效应,景观配置指标对水质的影响具有更显着的季节性差异;在子流域尺度和河流沿岸缓冲区尺度上,影响水质的关键景观特征分别是耕地最大斑块指数(LPIfar)和林地景观形状指数(LSIfor)。采用非参数突变分析方法,进一步揭示了可能导致河流TN浓度突变的关键景观指标的阈值。结果表明,在该研究区内,当LPIfar小于7.0%或者LSIfor大于5.5,河流TN浓度升高而发生水质恶化的风险将显着增加。本文结果以期能为优化流域景观格局规划以实现进一步调控河流水质提供科学依据。
孙婉薷,沈健林,李勇,王毅,王波[8]（2021）在《不同水肥处理对稻麦轮作农田土壤氮磷肥力特征的影响》文中认为采用不同灌溉方式、氮肥类型、磷肥水平等处理对太湖流域稻麦轮作农田氮、磷肥力变化进行探究。结果表明,与泡田前相比,传统灌溉水稻收获后土壤全氮、铵态氮、硝态氮、全磷、有效磷含量分别下降3.73～12.27、18.58～43.34、7.36～24.15、1.22～9.67、14.03～35.92个百分点;与传统灌溉相比,间歇灌溉处理收获后土壤铵态氮、硝态氮分别下降12.81～20.25个百分点和2.46～14.36个百分点,全磷升高1.65～3.99个百分点;在传统灌溉、间歇灌溉中,新型缓释氮肥减氮30%处理收获后土壤全氮、全磷含量均高于常规尿素分次施肥处理、不施肥处理;与相应对照处理相比,稻季无磷处理收获后土壤全磷升高0.38～5.62个百分点。因此,间歇灌溉、缓释氮肥减氮30%和稻季无磷处理能有效减少土壤氮素、磷素流失,从而减少农田氮、磷流失造成的水体污染。
李文博[9]（2020）在《稻田退水中污染物浓度变化及污染特征分析》文中指出大规模的水稻种植将导致一系列的生态环境问题,如稻田退水污染地表水水质等。本文以水稻田为研究对象,旨在通过对三江平原洪河农场稻田不同灌水量、施肥量等条件下氮、磷等成分流失的研究以及灌区不同级别典型灌、排渠道水质水量监测试验,初步分析灌区农业非点源污染的产生、迁移特点。（1）采用引排差法与彭曼公式对实验区取水量进行计算,通过间接计算法计算水稻需水量,在计算稻田的有效降雨量后,根据现场实测的退水量值。5月20日退水分析中,退水量占取水量的95%;7月27日中,由于水稻生长周期进入到耗水量较高的时期,退水量占取水量的33%。东北地区水稻种植取水与退水量,受到作物生长周期,天气等影响较为明显。（2）采用交叉实验对比分析了淹灌水面高度、化肥施用量以及除草剂对农田水水质的影响,淹灌水面高度对农田水水质状况影响较小,而化肥施用量则对总氮、氨氮、总磷等营养元素浓度有较为明显的影响,除草剂的使用,对氨氮有一定程度上的影响。并通过对不同监测点位的时间序列分析不同监测点位水质变化的一致性,进而判断其受外界因素影响的情况,结果显示不同指标随时间变化规律的一致性较差,说明外界因素对其影响较小。（3）在同一时间点上,分析垂直方向上（土层深）和水平方向侧向渗水（田边土埂）污染物浓度变化可以得出:氮（总氮、氨氮）浓度在垂直方向有个峰值,且随时间的推移其峰值有下降的趋势（仅在0-60mm深度下）,说明垂直方向上的渗水污染物浓度可能由于施肥后土壤表面的氮肥随田间水下渗造成的峰值下移,对总磷浓度的影响较小,而且在侧向渗水的研究中,其结果和垂直渗水污染物浓度结果一致。（4）对取水量与排污负荷量之间的关系进行分析,可以看到取水量和退水量与排污符合之间没有明显的线性关系,对田间水污染物浓度与取水量、农田水停留时间、温度与化肥使用量进行了回归计算,得到相关的回归公式,并从回归参数与拟合参数的角度入手,进一步理清了农田退水污染形成机制。
王静[10]（2020）在《巢湖流域农业面源污染氮源解析及农艺控制技术研究》文中指出农业面源污染是引起受纳水体水质恶化的重要原因之一,威胁着人类的生产生活安全。但因其排放时间及频率的不确定性、排放区域的广泛性、发生机理的复杂性以及模拟与控制的困难性等特征,而难以得到有效的治理。如何科学地认识并有效地控制农业面源污染已成为当前亟待解决的重大科学与应用问题。巢湖是我国富营养化程度最为严重的淡水湖泊之一,农业面源污染是引起其水质恶化的重要污染源之一,已严重制约了该区域经济、社会的可持续发展。为了有效控制巢湖流域的农业面源污染,开展农业面源污染源解析技术研究并筛选出适域性的控制技术,是当前最现实和最迫切的任务。本研究以巢湖流域为研究单元,通过综合运用野外区域调研、氮氧同位素示踪技术(δ15N和δ18O)、室内化验分析和模型计算等多种研究方法,分析了巢湖典型支流店埠河水系中各形态氮浓度及硝酸盐氮氧同位素特征值的时空变化特征,引入稳定同位素源解析模型（SIAR）识别并定量评价了各污染源对硝酸盐的贡献率,在此基础上,研究了各污染源在源头-沟渠-河道迁移过程中的变化特征。同时,依托农业面源污染长期定位观测基地,系统研究了巢湖流域典型种植模式下农田（坡耕地及水旱轮作田）的水土及不同形态的氮磷迁移特征,明确了其迁移转化规律,深入探讨了不同农艺措施（植物篱、秸秆还田、等高垄作和优化施肥等）对农田氮磷流失的控制效应,并评价了其对作物产量的影响。本文取得的主要研究结果如下:（1）稳定氮氧同位素(δ15N和δ18O)的定性识别结合同位素源解析模型（SIAR）的定量计算表明,巢湖典型支流店埠河水体硝酸盐主要来源于粪肥污水、化肥以及土壤有机氮的矿化。不同水期河流氮的主要来源具有差异性。丰水期时,上游水体硝酸盐主要来源于化肥的施用（贡献率30%）和粪肥污水的排放（贡献率28%）,而中下游则主要来源于粪肥污水的排放（36%）和土壤有机氮的矿化（27%）;枯水期时,粪肥污水的排放是整个店埠河硝酸盐的主要污染源（上游贡献率38%,中下游则为48%）。综合而言,4类污染源贡献率分别为:大气沉降源7%～18%,土壤源24%～29%,化肥源18%～30%,粪肥污水源28%～48%。（2）巢湖典型支流店埠河水体各形态氮浓度及硝酸盐氮氧同位素特征值具有明显的时空变异性。上游区域水体总氮（TN）、硝态氮（NO3--N）在丰水期的平均浓度（4.87 mg/L和2.73 mg/L）显着高于枯水期（3.09 mg/L和1.17 mg/L）,铵态氮（NH4+-N）平均浓度则是枯水期（1.10 mg/L）较丰水期高（0.52 mg/L）;中下游区域水体TN、NO3--N和NH4+-N在丰水期的平均浓度（6.62 mg/L、3.23 mg/L和1.57 mg/L）显着低于枯水期（10.52 mg/L、4.26 mg/L和3.66 mg/L）。水体无机氮主要以NO3--N形态存在,而污水则以NH4+-N为主。δ15N-NO3-值丰水期（平均值5.02‰）较枯水期（平均值6.38‰）低,而δ18O-NO3-值则是丰水期（平均值9.17‰）高于枯水期（平均值4.50‰）。（3）植物篱（PH）、植物篱+秸秆覆盖（PHS）和等高垄作（CR）3种水土保持措施可以有效地减少巢湖流域坡耕地地表径流量和土壤流失量。在当地常规顺坡耕作条件下（CK）,年地表径流量及土壤侵蚀量分别为76.55 mm/a和767.10kg/（hm2.a）。与CK相比,PH、PHS和CR可分别减少24.5%、36.5%和19.7%的径流流失和31.0%、45.6%和25.4%的土壤流失,表现出显着的水土保持作用,且减沙效果大于减流效果。PH、PHS和CR3种水土保持措施能够有效减少坡耕地TN、PN（颗粒态氮）和NH4+-N的径流损失。CK条件下,径流TN浓度范围是0.73～22.82 mg/L,其中PN和溶解态总氮（DTN）所占TN的比例基本相当,在DTN中,以NO3--N为主,约占DTN的54.0%～63.7%,DON约占DTN的22.6%～31.3%,NH4+-N仅占12.2%～18.7%。PH、PHS和CR3种水土保持措施可以显着地降低径流PN的浓度,但却提高了DTN、NO3--N、DON（可溶态有机氮）的浓度,而对TN、NH4+-N的浓度无显着影响。CK条件下,氮素地表径流流失负荷为9.35 kg/（hm2.a）,占当年作物施氮量的2.83%,其中PN、DTN、NO3--N、NH4+-N和DON的流失负荷分别占TN的50.3%、49.7%、28.6%、8.6%和12.5%。与CK相比,PH、PHS和CR的TN径流损失量分别降低了28.3%、40.7%和21.2%（P<0.05）,PN的降低幅度则分别为58.4%、71.1%和44.5%（P<0.05）,NH4+-N的降低幅度则分别为32.8%、48.6%和28.3%（P<0.05）。3种水土保持措施对氮素输出的控制效应主要通过减少径流量和降低颗粒态氮的浓度来实现的。PH、PHS和CR3种水土保持措施也显着减少了坡耕地TP（总磷）和PP（颗粒态磷）的径流损失。CK条件下,径流TP的浓度范围是0.61～1.22 mg/L,其中PP约占TP的71.5%～81.7%,PP是磷地表径流迁移的主要形态。在DTP（溶解态总磷）中,D-Ortho-P（溶解态正磷酸盐）所占比例较大,为87.4%～90.7%,DOP所占比例较小,仅占9.3%～12.6%。与CK相比,PHS、PH、CR3种农艺措施显着降低了径流PP和TP的浓度（P<0.05）,但与此同时却不同程度的提高了DTP和D-Ortho-P的浓度,而对DOP（溶解态有机磷）的浓度无显着影响（P>0.05）。CK条件下,磷素地表径流流失负荷为706.29 g/（hm2.a）,占当年作物施磷量的0.98%。PP、DTP、D-Ortho-P和DOP的流失负荷分别占TP的75.0%、25.0%、22.3%和2.8%。与CK相比,PH、PHS和CR3种水土保持措施TP的径流流失负荷分别降低了38.4%、53.8%和33.4%（P<0.05）,PP的降低幅度则分别为49.0%、67.6%和41.0%（P<0.05）,同时也不同程度降低了DTP、D-Ortho-P和DOP的径流损失量。与氮相似,3种水土保持措施对磷素输出的控制效应主要通过减少径流量和降低颗粒态磷的浓度来实现的。（4）肥料施用后8-10 d内是控制巢湖流域水旱轮作田水稻季氮磷流失的关键时期。连续两年的秸秆还田条件下稻田田面水氮磷动态变化试验研究表明,稻田施肥后（尿素、过磷酸钙和氯化钾）第2天或第4天田面水的TN、DTN、NH4+-N和TP的浓度达到峰值,然后随着时间的推移而迅速下降,至8～10 d后趋于稳定,其中TN、DTN和TP浓度随时间下降的最优拟合回归方程为:Y=C0×e-kt。翻耕条件下秸秆还田能有效降低这一时期田面水较高的TN、DTN、NH4+-N和TP的浓度,有利于消减整个生育期的氮磷损失,从而能够降低氮磷流失的风险。（5）巢湖流域水旱轮作田氮磷径流损失在水稻季和旱作季呈现出不同的特点。连续7季（3季水稻,2季小麦和2季油菜）的农田氮磷流失监测试验表明,水稻季氮磷径流损失风险远高于旱作季。当地常规耕作条件下（CK）,水稻季径流TN和TP的浓度范围分别为0.73～15.33 mg/L和0.07～0.50 mg/L,旱作季则分别为2.12～4.01 mg/L和0.11～0.30 mg/L,几次高浓度的氮磷损失均发生在水稻季。氮主要以DTN的形式进行迁移,PP却是磷迁移的主要方式。NH4+-N和NO3--N所占DTN比例在水稻季的差异比较大,主要与径流-施肥时间间隔以及水稻的生育期有关,而在旱作季DTN则以NO3--N为主,NH4+-N所占比例则较小。巢湖流域水旱轮作田TN和TP径流损失量分别为3.07～7.29 kg/hm2和238.08～376.48 g/hm2,分别占施氮量的0.9%～2.2%和施磷量的0.36%～0.57%,氮磷的径流损失主要发生在水稻季。由于降雨事件的偶然性以及追肥采用表施的方式,优化施肥对氮素径流损失的影响具有很大的不确定性,径流流失风险难以控制,但在一定程度上可以减少磷的损失。秸秆还田在翻耕和免耕条件下均可有效降低氮素流失负荷,使得氮素流失潜能大大减小。免耕条件下秸秆还田尽管可以减少旱作季磷的流失,但却显着增加了稻季磷的流失风险。因此,从控制水旱轮作田氮磷养分流失的角度来看,在巢湖流域,秸秆还田与翻耕相结合更能有效地降低氮磷养分的损失风险。整体而言,本研究利用稳定氮氧同位素的定性识别结合SIAR模型的定量计算,较为精确地解析了河道氮素的来源。农田氮素面源污染是河流氮素的主要污染源,从源头上采取不同的农艺措施控制污染物的产生是巢湖流域农业面源污染控制的关键和最有效的策略。巢湖流域的坡耕地采取植物篱结合秸秆还田,水旱轮作田采取翻耕结合秸秆还田的农艺措施对农田面源污染物具有显着地控制效应,可在研究区域及类似流域进行推广利用。
二、对太湖流域水稻土农田排水的一些看法（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、对太湖流域水稻土农田排水的一些看法（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）太湖地区稻麦农田径流及氮磷流失特征分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 农业面源污染现状 |
| 1.1.2 太湖流域面源污染概况 |
| 1.2 农田径流和养分流失研究进展 |
| 1.2.1 农田径流发生的时间特征 |
| 1.2.2 农田养分流失特征 |
| 1.2.3 径流发生驱动因素 |
| 1.3 研究目的与意义及内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 材料和方法 |
| 2.1 太湖流域典型地区径流易发期分析 |
| 2.1.1 历史降水资料的时序变化分析 |
| 2.1.2 径流易发期分析 |
| 2.1.3 统计分析方法 |
| 2.2 径流与养分流失特征研究 |
| 2.2.1 试验地点 |
| 2.2.2 试验装置 |
| 2.2.3 试验设计 |
| 2.2.4 样品采集 |
| 2.2.5 分析方法与数据处理 |
| 第三章 基于历史资料的稻麦农田径流易发期分析 |
| 3.1 材料方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 历史降水资料可用性分析 |
| 3.2.2 麦田径流发生时间特征 |
| 3.2.3 稻田径流发生时间特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 麦田径流时间发生特征 |
| 3.3.2 稻田径流时间发生特征 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 植被盖度和雨强对麦田径流和氮磷流失特征的影响 |
| 4.1 材料方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 太湖地区麦田径流发生参数 |
| 4.2.2 太湖地区麦田氮磷流失浓度 |
| 4.2.3 太湖地区麦田氮磷流失率 |
| 4.2.4 太湖地区麦田氮磷流失形态 |
| 4.2.5 太湖地区麦田氮磷流失量 |
| 4.2.6 太湖地区麦田氮磷流失量与阶段径流流失参数之间的关系 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 不同植被盖度和降雨条件下麦田的径流流失特征 |
| 4.3.2 不同植被盖度和降雨条件下麦田的氮磷流失特征 |
| 4.3.3 不同植被盖度和降雨条件下麦田氮磷流失负荷及流失形态 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 植被盖度和雨强对稻田径流和氮磷流失特征的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 太湖地区稻田径流率 |
| 5.2.2 太湖地区稻田氮磷流失浓度 |
| 5.2.3 太湖地区稻田氮磷流失率 |
| 5.2.4 太湖地区稻田氮磷流失形态 |
| 5.2.5 太湖地区稻田氮磷流失量 |
| 5.2.6 太湖地区稻田氮磷流失量与阶段径流流失参数之间的关系 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 不同植被盖度和降雨条件下稻田的产流特征 |
| 5.3.2 不同植被盖度和降雨条件下稻田的氮磷流失特征 |
| 5.3.3 不同植被盖度和降雨条件下稻田氮磷流失负荷及流失形态 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 研究主要创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（3）宁夏引黄灌区农田退水污染防治景观格局优化策略研究 ——以青铜峡市大坝镇韦桥村为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 问题提出 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 现实问题与学科问题 |
| 1.1.3 本研究拟解决关键问题 |
| 1.2 研究对象 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究意义 |
| 1.5 文献综述 |
| 1.5.1 农业面源污染防治技术 |
| 1.5.2 农业面源污染防治政策和法律的规制 |
| 1.5.3 农业面源污染物迁移转化机理研究进展 |
| 1.5.4 景观格局与过程关系研究 |
| 1.5.5 农业景观对河流生态系统的影响研究 |
| 1.5.6 研究述评 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 研究方法 |
| 1.8 写作框架 |
| 2 基础理论与分析框架 |
| 2.1 概念界定 |
| 2.1.1 农田退水污染 |
| 2.1.2 景观格局优化策略 |
| 2.2 基础理论 |
| 2.2.1 景观格局与过程耦合理论 |
| 2.2.2 “源-汇”景观理论 |
| 2.2.3 时间与空间尺度理论 |
| 2.3 分析框架 |
| 2.3.1 本研究分析框架 |
| 2.3.2 本研究技术路线 |
| 2.4 案例分析 |
| 2.4.1 相关案例分析 |
| 2.4.2 相关案例与本研究关系 |
| 3 青铜峡市大坝镇韦桥村农田退水污染现状分析 |
| 3.1 研究区域选择及多尺度研究分析 |
| 3.1.1 研究区域的典型性和代表性 |
| 3.1.2 村域作为研究范围的必要性 |
| 3.1.3 韦桥村农田退水过程多尺度研究分析 |
| 3.2 韦桥村所在区域概况 |
| 3.2.1 地理区位 |
| 3.2.2 气候条件 |
| 3.2.3 土壤植被 |
| 3.2.4 地形地貌 |
| 3.2.5 灌排沟渠 |
| 3.2.6 农业生产 |
| 3.3 韦桥村所在区域农田退水污染现状研究 |
| 3.3.1 宁夏引黄灌区农田退水污染概况 |
| 3.3.2 韦桥村农田退水污染现状 |
| 3.4 农田退水污染形成的主要原因 |
| 3.4.1 化肥、农药施用量过度 |
| 3.4.2 排水沟布设不合理 |
| 3.4.3 灌溉水资源利用效率低 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 韦桥村现状农田景观格局描述及退水污染过程分析 |
| 4.1 韦桥村景观格局描述 |
| 4.1.1 土地利用现状 |
| 4.1.2 景观单元特征描述 |
| 4.1.3 “源-流-汇”景观格局识别 |
| 4.2 韦桥村农田退水过程分析 |
| 4.2.1 农田退水水文循环过程分析 |
| 4.2.2 农田汇水单元划分 |
| 4.2.3 农田汇水单元划分等级 |
| 4.3 韦桥村农田退水污染“源-汇”景观格局分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 韦桥村景观格局优化策略 |
| 5.1 韦桥村农田景观格局优化 |
| 5.1.1 关键景观单元的识别 |
| 5.1.2 景观格局的优化 |
| 5.2 韦桥村农田退水污染防治景观格局优化策略的选取及应用 |
| 5.2.1 “源”景观优化策略 |
| 5.2.2 “流”景观优化策略 |
| 5.2.3 “汇”景观优化策略 |
| 5.2.4 “流-汇”景观综合优化策略 |
| 5.3 韦桥村农田退水污染防治景观格局优化策略整合 |
| 5.3.1 农田退水污染防治景观格局优化策略总体目标 |
| 5.3.2 农田退水污染防治景观格局优化原则 |
| 5.3.3 农田退水防治景观格局优化策略整合 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 未来展望 |
| 参考文献 |
| 附录-Ⅰ 读研期间研究成果 |
| 附录-Ⅱ 图片索引 |
| 附录-Ⅲ 表格索引 |
| 致谢 |
（4）稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 农业面源污染概述 |
| 1.1.1 农业面源污染现状 |
| 1.1.2 农业面源污染国内外研究进展 |
| 1.1.3 农业面源污染治理措施 |
| 1.2 农业面源污染中痕量污染物 |
| 1.2.1 农业面源污染中农药残留 |
| 1.2.2 农业面源污染中内分泌干扰物 |
| 1.3 面源污染治理稻田湿地耦合生态沟渠处理工艺选择 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线图 |
| 2 前置增氧对稻田湿地去除氨氮效能及微生物群落影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置与进水水质 |
| 2.2.2 水质指标检测及试验仪器 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 稻田湿地系统硝化-反硝化微生物驯化效果 |
| 2.3.2 间歇曝气方式下曝气强度对稻田湿地脱氮效果分析 |
| 2.3.3 稻田湿地优化曝气下对常规污染物去除效果分析 |
| 2.3.4 稻田湿地微生物群落特性研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 稻田湿地协同HD菌强化降解农药残留试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 试验仪器与试剂 |
| 3.2.3 HD菌形态特征及接菌方法 |
| 3.2.4 水样预处理 |
| 3.2.5 土样预处理 |
| 3.2.6 试验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 稻田湿地退水中农药残留消解动态分析 |
| 3.3.2 稻田湿地土壤中农药残留消解动态分析 |
| 3.3.3 稻田湿地农残降解动力学分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 稻田湿地中类固醇雌激素HD菌强化降解试验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置与进水水质 |
| 4.2.2 试验仪器与试剂 |
| 4.2.3 预处理 |
| 4.2.4 土样预处理 |
| 4.2.5 衍生化处理 |
| 4.2.6 EDCs的测定条件 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 稻田湿地去除EDCs效能分析 |
| 4.3.2 HD菌剂强化后稻田湿地各生物单元对EDCs去除分析 |
| 4.3.3 稻田湿地水芹种植期土壤中残留EDCs的变化特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 稻田湿地HD菌强化降解村落支浜污水微生物群落特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验样品采集 |
| 5.2.2 样品测序方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 微生物种群多样性指数分析 |
| 5.3.2 门水平微生物群落结构分析 |
| 5.3.3 属水平微生物群落结构分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 生态沟渠原位深度净化稻田湿地退水试验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验装置及进水水质 |
| 6.2.2 水质指标检测及试验仪器 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 生态沟渠对常规污染物去除效能分析 |
| 6.3.2 生态沟渠对EDCs去除效率分析 |
| 6.3.3 稻田湿地-生态沟渠耦合系统进、出水质有机物致突变性分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 村落静脉支浜原位生态净化示范工程跟踪评价与效能评估 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 示范工程选址及概况 |
| 7.2.2 示范工程设计路线 |
| 7.2.3 示范工程区域污染源分类及核算方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 示范工程建成前区域排污总量分析 |
| 7.3.2 示范工程建成后区域排污总量及削减分析 |
| 7.3.3 示范工程水质跟踪评价 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结果与讨论 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（5）稻田水肥调控对氮磷流失影响和田沟塘对氮磷拦截研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 稻田面源污染研究概况 |
| 1.1.1 国内外稻田面源污染研究现状 |
| 1.1.2 稻田面源污染防控理论研究 |
| 1.2 水位调控对水稻生理指标及氮磷流失影响研究 |
| 1.2.1 水位调控下水稻生理生态响应 |
| 1.2.2 水位调控对水稻田氮磷流失影响研究 |
| 1.3 水稻沟塘生态系统氮磷流失的截留效果研究 |
| 1.3.1 田沟塘对氮磷流失的截留效果研究 |
| 1.3.2 水塘对氮磷流失的截留效果研究 |
| 1.4 田沟塘组合措施调控对稻田面源污染防控的研究 |
| 1.5 研究展望 |
| 第二章 引言 |
| 2.1 选题依据 |
| 2.2 研究意义与背景 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.3.1 水肥控制下水稻生理生态响应及稻田氮磷流失特征研究 |
| 2.3.2 田沟塘系统对稻田氮磷流失的截留效果研究 |
| 2.4 技术路线 |
| 第三章 材料与方法 |
| 3.1 不同水位不同施肥双因素控制试验 |
| 3.2 田沟塘氮磷生态截留研究 |
| 第四章 结果与分析 |
| 4.1 水肥调控对水稻生理生态响应及稻田氮磷流失影响 |
| 4.1.1 不同生育期不同水位和施肥对水稻生理生态影响 |
| 4.1.2 不同水位和施肥量对水稻产量及其构成因素影响 |
| 4.1.3 不同水位和施肥量对稻田田面水氮磷浓度变化特征 |
| 4.1.4 不同水位不同施肥的田间管理对稻田养分流失潜力的影响 |
| 4.1.5 不同水位和施肥量对土壤养分影响 |
| 4.2 生态沟塘对稻田氮磷流失的截留效果 |
| 4.2.1 水稻全生育期气象数据 |
| 4.2.2 沟塘对稻田氮磷流失的截留效果分析 |
| 第五章 讨论 |
| 5.1 综合讨论 |
| 5.1.1 减量化施肥和田间水位管理对水稻生理生态的影响 |
| 5.1.2 减量化施肥和田间水位管理对水稻产量的影响 |
| 5.1.3 减量化施肥和田间水位管理对水稻养分的影响 |
| 5.1.4 减量化施肥和田间水位管理对流域水文及氮磷流失的影响 |
| 5.1.5 田沟塘调控措施对流域水文及氮磷流失的影响 |
| 5.2 全文结论 |
| 5.3 不足和展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（6）水稻种植对稻田水体及水稻土的影响研究 ——以乐东县利国镇为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.4 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 |
| 第二章 研究区概况和研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 野外样品采集 |
| 2.2.2 实验池水样采集 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 使用仪器及检验方法 |
| 2.3.2 数据处理与方法 |
| 第三章 稻田水体分析 |
| 3.1 稻田水体中重金属的分布特征及评价 |
| 3.1.1 水稻拔节期(T1)、成熟期(T2)稻田水体中重金属含量的差异 |
| 3.1.2 水稻拔节期、成熟期稻田水体重金属污染评价 |
| 3.2 稻田水体农药残留分析 |
| 3.3 讨论与小结 |
| 3.3.1 讨论 |
| 3.3.2 小结 |
| 第四章 水稻土环境分析 |
| 4.1 水稻土中碳氮含量富集特征与评价 |
| 4.1.1 水稻拔节期(T1)、成熟期(T2)时,水稻土碳氮的时间赋存特征 |
| 4.1.2 水稻成熟期(T2)水稻土碳氮空间赋存特征 |
| 4.1.3 水稻土中碳氮富集评价 |
| 4.1.4 讨论与小结 |
| 4.2 稻田土壤重金属含量富集特征与评价 |
| 4.2.1 水稻土重金属含量赋存特征 |
| 4.2.2 稻田土壤重金属风险评价 |
| 4.3 水稻田重金属污染源的来源分析 |
| 4.3.1 施用化肥中重金属成分及含量分析 |
| 4.3.2 稻田水体中重金属来源分析 |
| 4.3.3 水稻田土重金属与TOC、TN的相关性分析 |
| 4.3.4 讨论与小结 |
| 第五章 稻田水体中毒死蜱和溴氰菊酯的净化效果分析 |
| 5.1 实验结果与分析 |
| 5.1.1 不同材质对毒死蜱和溴氰菊酯的影响差异 |
| 5.1.2 不同材质水槽中毒死蜱和溴氰菊酯的净化幅度 |
| 5.1.3 水体中p H和DO对毒死蜱和溴氰菊酯净化效果的影响 |
| 5.1.4 讨论与小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究创新点 |
| 6.3 研究不足 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（7）水源区非点源氮污染的定量溯源、分类减排与景观格局调控研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外文献综述 |
| 1.2.1 小流域非点源污染源定量研究 |
| 1.2.2 非点源污染控制技术研究 |
| 1.2.3 非点源污染与景观格局关系研究 |
| 1.3 研究目标和内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 研究区概况及其水污染特征 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 横溪水库及其源头流域自然环境概况 |
| 2.1.2 流域内社会经济概况 |
| 2.1.3 流域内污染调查概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 水质监测及分析 |
| 2.2.2 基础资料的收集 |
| 2.2.3 非点源污染溯源相关模型的应用 |
| 2.2.4 相关软件的应用 |
| 2.3 河流水质特征分析 |
| 2.3.1 水质参数浓度的时空变化特征 |
| 2.3.2 水质参数浓度的统计分析 |
| 2.4 水库总氮水环境容量分析 |
| 2.4.1 狄龙模型 |
| 2.4.2 不同水文条件下TN的水环境容量 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 流域总氮负荷量的核定与基流负荷分割 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 LOADEST模型 |
| 3.2.2 数字滤波基流分割算法 |
| 3.2.3 数字滤波基流负荷分割算法 |
| 3.2.4 模型结果及适用性评价指标 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 TN逐日负荷量的LOADEST模型模拟 |
| 3.3.2 不同时间尺度下TN负荷量变化 |
| 3.3.3 流域基流和地表径流的变化特征 |
| 3.3.4 基流总氮负荷分割结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 流域地表水总氮负荷的分类定量溯源 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 一维水质方程-输出系数耦合模型 |
| 4.2.2 不同土地利用方式输出系数的贝叶斯估算 |
| 4.2.3 农田净人为氮输入模型 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 待求参数先验信息 |
| 4.3.2 一维水质方程-输出系数耦合模型的校准结果 |
| 4.3.3 流域不同土地利用方式总氮入河量 |
| 4.3.4 地表径流非点源总氮污染的分类源解析结果 |
| 4.3.5 农田氮输入组成比例及相应的减排方案 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 农田水肥管理措施对流域总氮减排的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验地概况 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 地表径流氮流失量计算 |
| 5.2.4 植株取样与测量 |
| 5.2.5 作物表观氮素利用效率的计算 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 水稻-马铃薯生长季地表径流及TN浓度的变化 |
| 5.3.2 水稻-马铃薯生长季地表径流TN流失量的变化 |
| 5.3.3 作物产量及ANR |
| 5.3.4 农田优选水肥管理措施对河流TN负荷减排的贡献 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 景观格局对非点源污染物质影响的时空尺度效应 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究方法 |
| 6.2.1 子流域以及缓冲区的划分 |
| 6.2.2 景观特征指标的提取 |
| 6.2.3 统计方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 不同尺度上景观特征的差异 |
| 6.3.2 景观特征对水质的影响 |
| 6.3.3 关键景观因子的突变点分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 总结 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 论文创新点 |
| 7.3 不足之处与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间成果 |
（8）不同水肥处理对稻麦轮作农田土壤氮磷肥力特征的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试地点 |
| 1.2 试验设计 |
| 1.3 土样采集分析 |
| 1.4 数据处理与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同处理土壤氮素变化特征 |
| 2.1.1 土壤全氮含量变化 |
| 2.1.2 土壤铵态氮含量变化 |
| 2.1.3 土壤硝态氮含量变化 |
| 2.2 不同处理土壤磷素变化特征 |
| 2.2.1 土壤全磷含量变化 |
| 2.2.2 土壤有效磷含量变化 |
| 3 小结与讨论 |
（9）稻田退水中污染物浓度变化及污染特征分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 农业面源污染研究现状 |
| 1.2.2 稻田面源污染现状及成因 |
| 1.2.3 退水污染相关研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 取退水量关系分析 |
| 2.1 取水量计算方法 |
| 2.1.1 用水量计算 |
| 2.1.2 取水量计算结果 |
| 2.2 取水退水量分析 |
| 2.3 取水退水关系分析 |
| 第三章 退水中污染物组成及影响因素分析 |
| 3.1 淹灌高度的影响 |
| 3.2 化肥施用量影响 |
| 3.3 除草剂类型影响 |
| 3.4 退水中污染物影响因素分析 |
| 3.5 污染物构成的时序变化 |
| 3.5.1 进水干渠渠水质数据时序变化 |
| 3.5.2 田间水污染物浓度的时序变化 |
| 3.5.3 排水干渠水质变化 |
| 第四章 水平方向与垂直方向上的浓度变化及污染特征 |
| 4.1 污染物在水平方向上的浓度分布 |
| 4.1.1 总氮在水平方向上的浓度变化 |
| 4.1.2 总磷在水平方向上的浓度变化 |
| 4.1.3 氨氮在水平方向上的浓度变化 |
| 4.1.4 硝态氮在水平方向上的浓度变化 |
| 4.2 污染物在垂直方向上的浓度分布 |
| 4.3 污染物在水平方向上渗水中的浓度变化 |
| 第五章 灌区退水污染形成机理 |
| 5.1 不同时段退水的水污染物负荷量 |
| 5.2 取水量与排水期污染物负荷量的关系 |
| 5.3 灌区退水污染形成机理 |
| 5.3.1 污染物浓度与影响因素的回归研究 |
| 5.3.2 灌区退水污染形成机理 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及研究生期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（10）巢湖流域农业面源污染氮源解析及农艺控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语表 |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 农业面源污染概况 |
| 1.2.2 农业面源污染氮源解析研究 |
| 1.2.3 农业面源污染物迁移转化机理研究进展 |
| 1.2.4 农业面源污染防控技术与策略研究进展 |
| 1.3 巢湖水环境研究现状 |
| 1.3.1 巢湖流域概况 |
| 1.3.2 巢湖水环境现状 |
| 1.3.3 巢湖流域农业面源污染研究进展 |
| 1.4 问题的提出 |
| 2 研究目标、研究内容和技术路线 |
| 2.1 研究目标 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 3 基于稳定氮氧同位素示踪技术的农业面源污染氮源解析 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 样品采集 |
| 3.2.4 样品分析 |
| 3.2.5 同位素源解析模型(SIAR) |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 流域农业面源污染现状调查 |
| 3.3.2 店埠河潜在硝酸盐污染源氮氧同位素特征值 |
| 3.3.3 店埠河水体的水化学特征 |
| 3.3.4 店埠河硝酸盐来源的定性解析 |
| 3.3.5 店埠河水体硝酸盐来源的定量解析 |
| 3.3.6 不同污染源不同形态氮及氮氧同位素特征值沿沟渠的迁移转化特征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 店埠河水体氮素的时空特征 |
| 3.4.2 利用SIAR模型定量解析面源氮素各污染源贡献率 |
| 3.5 小结 |
| 4 不同水土保持措施对巢湖流域坡耕地水土及氮磷流失的调控效应 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区概况 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品的采集 |
| 4.2.4 测定项目及测定方法 |
| 4.2.5 数据计算与统计分析方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同水土保持措施对坡耕地径流的防控效果 |
| 4.3.2 不同水土保持措施对坡耕地土壤流失的防控效果 |
| 4.3.3 不同水土保持措施对径流各形态氮浓度的影响 |
| 4.3.4 不同水土保持措施对径流各形态磷浓度的影响 |
| 4.3.5 不同水土保持措施对氮磷流失的防控效果 |
| 4.3.6 不同水土保持措施下的作物产量分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 巢湖流域坡耕地氮磷径流流失现状 |
| 4.4.2 不同水土保持措施对坡耕地水土流失的控制作用 |
| 4.4.3 不同水土保持措施对坡耕地氮磷径流损失的调控作用 |
| 4.5 小结 |
| 5 保护性耕作和优化施肥对巢湖流域水旱轮作田氮磷流失的调控效应 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区概况 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.2.4 样品采集 |
| 5.2.5 测定项目及测定方法 |
| 5.2.6 数据计算与统计分析方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 监测期间的降雨产流情况 |
| 5.3.2 秸秆还田条件下稻田田面水氮磷动态变化特征 |
| 5.3.3 保护性耕作与优化施肥条件下径流氮素浓度及形态分析 |
| 5.3.4 保护性耕作与优化施肥条件下径流磷素浓度及形态分析 |
| 5.3.5 保护性耕作与优化施肥条件下氮素径流损失负荷 |
| 5.3.6 保护性耕作与优化施肥条件下磷径流损失负荷 |
| 5.3.7 保护性耕作与优化施肥对作物产量的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 稻田田面水氮、磷动态变化规律与控制关键期 |
| 5.4.2 保护性耕作对水旱轮作田氮磷流失的影响 |
| 5.4.3 优化施肥对水旱轮作田氮磷径流流失的影响 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 基于稳定氮氧同位素示踪技术的农业面源污染氮源解析研究 |
| 6.1.2 不同水土保持措施对坡耕地水土及养分流失的调控效应 |
| 6.1.3 保护性耕作和优化施肥对巢湖流域水旱轮作田养分流失的调控效应 |
| 6.2 特色与创新 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间科学研究情况 |
| 致谢 |
四、对太湖流域水稻土农田排水的一些看法（论文参考文献）
- [1]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
- [2]太湖地区稻麦农田径流及氮磷流失特征分析[D]. 严磊. 南京信息工程大学, 2021(01)
- [3]宁夏引黄灌区农田退水污染防治景观格局优化策略研究 ——以青铜峡市大坝镇韦桥村为例[D]. 贶聚欣. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [4]稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究[D]. 侯君霞. 常州大学, 2021(01)
- [5]稻田水肥调控对氮磷流失影响和田沟塘对氮磷拦截研究[D]. 黄瑜. 安徽农业大学, 2021
- [6]水稻种植对稻田水体及水稻土的影响研究 ——以乐东县利国镇为例[D]. 陈珂珂. 海南师范大学, 2021(12)
- [7]水源区非点源氮污染的定量溯源、分类减排与景观格局调控研究[D]. 邬建红. 浙江大学, 2021
- [8]不同水肥处理对稻麦轮作农田土壤氮磷肥力特征的影响[J]. 孙婉薷,沈健林,李勇,王毅,王波. 湖北农业科学, 2021(06)
- [9]稻田退水中污染物浓度变化及污染特征分析[D]. 李文博. 吉林大学, 2020(01)
- [10]巢湖流域农业面源污染氮源解析及农艺控制技术研究[D]. 王静. 华中农业大学, 2020