一、滇池面源污染及其综合治理（论文文献综述）
尹亚亚[1]（2021）在《湖南省农业面源污染治理绩效评价研究》文中指出
乔哲[2]（2019）在《汉丰湖流域农业面源污染空间分异及对水质的影响研究》文中进行了进一步梳理农业面源污染是水质恶化、水体富营养化的重要原因,是水环境科学研究的焦点和热点问题。汉丰湖位于重庆市开州区城区北岸、三峡水库小江支流回水末端,是为减小三峡水库水位回落形成的消落区对开州区生态环境的不良影响而修建的调节坝后形成的人工湖。汉丰湖拥有各种类型的消落区景观和湿地资源,在三峡库区具有非常独特的生态和经济地位。明确汉丰湖流域农业面源污染物空间分布特征,解析其对汉丰湖水体水质影响,对认识三峡库区水质变化及制定相应的管理措施具有重要意义。本研究通过对汉丰湖各子流域农业面源污染源调查,掌握流域内各类农业源对汉丰湖污染负荷的贡献及空间分布,同时在汉丰湖来水区、湖区、出水区设置14个采样点,于2015年每月下旬在各采样点采集水样并分析主要水质指标,综合运用聚类和主成分分析方法,解析汉丰湖水质的时空变化特征,并阐明农业面源污染对汉丰湖水质的影响。主要研究结果如下:（1）从面源污染种类来看,汉丰湖流域主要农业面源污染来源为肥料施用、畜禽养殖、农作物秸秆以及农村生活排放。肥料施用对TN和TP的贡献量分别为2112.12 t和374.71 t;畜禽养殖对TN和TP的贡献量分别为535.05 t和108.59 t;作物秸秆对TN和TP的贡献量分别为70.81t和8.37t;农村生活污染对TN和TP的贡献量分别为0.35t和0.04t。肥料施用引起的面源污染负荷贡献量占总量的比例分别为77.61%和76.16%,其次为畜禽养殖业面源污染负荷的贡献量,分别占TN和TP的19.66%和22.07%,肥料施用带来的面源污染影响最为严重。（2）从面源污染的空间分布来看,汉丰湖流域农业面源污染TN和TP的总负荷量分别为2721.42t和492.04t,其中桃溪河子流域、南河子流域、东河子流域和汉丰湖子流域TN的贡献率分别为分别为28%、35%、31%和6%,对TP的贡献率分别为26%、34%、35%和5%。对TN贡献率以南河子流域最大,对TP的贡献率以东河子流域最大;各子流域TN负荷的强度分别为0.276 t·hm-2、0.325 t·hm-2、0.328 t·hm-2和0.424 t·hm-2,TP的输出强度分别为0.047 t·hm-2、0.057 t·hm-2、0.066t·hm-2和0.0612 t·hm-2。TN和TP的输出强度均以汉丰湖子流域最高,桃溪河子流域最低。（3）汉丰湖流域水质监测点可聚类为4个空间区域,分别为南河来水区、东河来水区、汉丰湖上游、汉丰湖中下游。各支流中总氮（TN）、总磷（TP）和铵态氮（NH4+-N）浓度明显高于汉丰湖。主成分分析揭示汉丰湖主要营养盐物质中高锰酸盐指数(CODMn)、总氮（TN）、（NH4+-N）、硝态氮（NO3--N）、总磷（TP）、可溶性磷（DP）、正磷酸盐(PO43--P)、叶绿素a（Chl-a）主要来源为南河来水区的桃溪河流域,以及东河来水区上游,这与农业面源污染负荷分析结果相一致（规律不够清晰）。
杨枫[3]（2017）在《滇池COD特征及升高原因解析》文中指出滇池是云南省最大的淡水湖,素有高原明珠之称。流域面积2920平方公里,人口3600多万人,滇池对昆明经济社会发展及环境发展都起着关键作用。随着国家治理的重视,滇池水质不断好转。监测数据发现2009年到2014年,滇池水体总氮总磷有所下降,但COD浓度却有明显升高趋势。滇池水体的COD主要来源于点源排放、农业面源排放、城市面源排放等外源的输入和湖泊水体生物代谢和沉积物的二次释放。本文根据滇池COD不同来源特征分别取样进行培养实验分析,探究了不同来源COD结构特征及降解能力,并结合污染负荷情况估算其对湖体COD贡献。选取典型的入湖城市面源河流海河作为城市面源研究对象,海河水体接纳了大量的城市垃圾,流速快易于与湖水混合,溶解态CODMn、CODCr、TOC、TN占水体的约80%～95%,颗粒态的总磷含量较高。荧光光谱特征中呈现类色氨酸峰,类色氨酸物质较为丰富。其水体在培养过程中分子量降低,芳香结构小部分分解为小分子结构,荧光谱图特征比较稳定;颗粒物成分中C≡CH键对应的特征吸收带最为活跃,在培养过程中强度有所增强,前三天变化比较明显。而δ（—CH）脂肪烃类中-CH3对应的红外吸收带强度逐渐变弱,存在δ（—CH）脂肪烃类中-CH3结构转变为三键的过程。经过31天的模拟培养,海河水体各项指标基本趋于稳定。选取典型的入湖农业面源河流东大河作为农业面源研究对象,水体接纳了大量的农业面源污染物质。溶解态CODMn、CODCr、TOC约占原水体的70～90%,比例低于城市河流海河,这与东大河携带大量泥沙等颗粒物有关。东大水体溶解性有机物质在荧光光谱特征中呈现明显类色氨酸峰,峰强峰面积大于海河,类色氨酸物质较为丰富。东大水体颗粒物中有机物质中烷氧基、羧基等不饱和键结构为主。其水体芳环上取代基有较多脂肪链等大分子降解为羰基、羧基等小分子的过程。荧光光谱发现其peak A峰强高于城市河流海河初始峰强,但培养过程中下降很快,峰面积缩小明显。这与农业面源河流类蛋白质物质丰富有关。颗粒物成分在培养过程中强度有较大程度的变化。颗粒物中有机物质中烷氧基、羧基等不饱和键结构为主,v（C—O）,v（—COO-）,β（O—H）酚对应的结构在减少,生物利用充分降解可以解释这一现象。污水处理厂尾水作为点源的重要组成部分,其水样以溶解态为主,悬浮颗粒态物质很少,。尾水中CODcr、CODMn、TOC溶解态分别占总含量的95.4%、95.2%、91.1%,尾水有机质中类富里酸物质比较丰富。颗粒物成分中v（C-O）烷氧基对应的特征吸收带最为活跃,v（C—O）,v（-COO-）,β（O—H）酚对应的特征吸收带,=C—H,C=C,C = C=C,芳,杂环类红外光谱特征吸收带较为活跃。颗粒物中有机物质较为复杂,对应红外光谱吸收带强度很低,化学键稳定,有机物不易降解。在培养实验中发现稳定难降解的芳香环有所增加,腐殖化程度略有降低。分子量基本维持,结构变化不显着。DOM中以类富里酸物质为主,水体有机物稳定不易降解。颗粒物成分中有机物质较为复杂,对应红外光谱吸收带强度很低,化学键基本维持稳定。沉积物在南部湖区点位主要受纳农业污染源,接纳农业面源河流补水,水体有机物相对较单一,蛋白质含量较高,沉积物积累的有机物更易于溶解释放。0-2cm表层沉积物释放最大,南部沉积物释放量大于中部和北部。由荧光图谱可知北部湖区不同深度沉积物有机质组分差别不明显。中部以及南部湖区不同深度沉积物的荧光图谱有明显差别,随着深度的增加,有机质相对峰强变低,与中部南部近年来接纳的面源污染有关。沉积物中易降解蛋白类有机质丰富,光谱分析发现其以不饱和键结构为主,培养过程中存在较多的生化降解反应。不同来源COD降解能力呈现如下特点:内源>农业面源>城市面源>点源。相较而言污水处理厂尾水作为点源进入湖体后更难以降解,易于在湖体积累,而内源释放及农业面源进入湖体后相对容易降解,对于湖泊COD的积累贡献相对较小。结合其在培养实验中得到的降解率,得出内源、农业面源、城市面源、点源对滇池COD的贡献率分别为15.73%、13.444%、40.72%、30.106%。外源输入是滇池COD负荷的主要来源,占84.27%,其中面源负荷占54.165%。城市面源占比较大,超过40%。点源污染COD负荷权重最大,相同条件下,点源负荷变化对滇池COD影响最为明显。我国湖泊治理重视点源治理,而点源治理效果的体现与结果是达标排放的尾水有机物却难降解,此类有机物易于在水体交换较差湖泊累积。根据发达国家经验,此类问题在我国将会逐渐显现,这对保证湖泊流域内水质健康的长效性提出了挑战。
焉莉[4]（2016）在《不同施肥管理对东北玉米连作地农业面源污染影响研究》文中认为探索保证作物产量、提高肥料利用率和减少面源污染相协调的农业可持续发展道路,是保障国家粮食安全和生态环境安全的迫切要求。优化施肥管理不仅可以保证产量、增加收益,同时可以实现肥料增效和保护环境的目的。不同施肥管理对作物产量及生态环境有重要的影响,为了了解不同施肥管理对作物的施肥效果及面源环境污染的作用机制,进一步明确不同施肥管理对氨挥发、氮、磷径流和淋溶流失、土壤-作物系统氮素平衡等面源污染的影响,在东北黑土玉米连作体系下,通过1年（2014）室外氨挥发模拟试验及室内培养试验、2年（2013-2014）的室外自然降雨条件下土槽模拟试验、6年（2004-2009）田间定位试验研究了6种不同施肥模式即不施肥（CK）、农民习惯施肥（F）、测土配方施肥（S）、秸秆还田施肥（R）、有机肥化肥混施（M）及新型肥料控释肥料（C）对玉米产量、肥料利用率和面源污染的影响规律;并利用生命周期模型评价不同施肥模式对环境污染的总体影响,以期寻找并建立以稳产、增效、环境友好为目的的优化施肥模式,为解决东北地区黑土地玉米生产上的面源污染风险问题提供理论依据。结果如下:1.2014年室外监测模拟不同施肥管理对氨挥发影响的研究结果表明:在相同气候及土壤条件下,施肥量相同时,农民习惯处理氨挥发累积量最高,达到26.1 kg N/hm2。秸秆还田处理和控释肥处理的氨挥发累积量基本持平,分别为24.24 kg N/hm2和23.88 kg N/hm2,与农民习惯相比分别降低了7.1%和8.5%。有机肥处理氨挥发总量为21.7 kg N/hm2,比农民习惯降低了16.9%,CK处理不含有氮肥,挥发量最少为8.48 kg N/hm2。通过室内培养试验证明了土壤湿度及环境温度对氨挥发影响显着;当环境温度较低土壤湿度不高时,缓控释肥施肥管理可显着降低氨挥发量。与农民习惯相比,秸秆还田施肥、控释肥及有机肥处理都可保证作物产量并减少进入环境中氨挥发量。2.丰水年（2013）室外监测模拟不同施肥管理对氮、磷流失影响研究结果表明:施肥处理较不施肥处理可以降低6%-10%的径流产沙量;泥沙中携带的氮流失总量是径流水体中流失总量的7倍,泥沙携带磷流失总量是径流水体的16倍。不同施肥管理在整个生育期泥沙、径流水及淋溶水向水体迁移的氮总负荷量顺序为农民习惯>有机肥化肥混施>秸秆还田施肥>测土配方施肥,他们的氮总流失负荷分别为:18.27 kg/hm2,15.79 kg/hm2,15.13 kg/hm2和14.24 kg/hm2;肥料流失率分别为2.64%,1.61%,1.60%和1.16%。不同施肥管理的磷流失总负荷量顺序为有机肥化肥混施>不施肥>农民习惯>测土配方施肥>秸秆还田施肥,他们的磷总流失负荷分别为:3.61 kg/hm2,3.21 kg/hm2,3.17 kg/hm2,2.94 kg/hm2和2.70 kg/hm2;水土流失是造成磷流失的最主要原因。各施肥管理的径流、淋溶水样中氮、磷浓度均超过地表水Ⅳ级标准。溶解态氮（DN）都是氮素地表径流、淋溶损失的主要形态;磷主要以颗粒物形式存在。在丰水年测土配方施肥管理可保证产量的同时,降低氮磷流失,提高肥料利用率。3.干旱年（2014）室外监测模拟不同施肥模式对氮、磷流失影响的研究结果表明:在干旱年在整个生育期因降雨量少故无水土流失现象,不同施肥管理通过径流及淋溶水向水体迁移的氮总负荷量顺序为农民习惯>秸秆还田施肥>有机肥化肥混施>缓控释肥,他们的氮总流失负荷分别为:3.46 kg/hm2,3.29 kg/hm2,2.85 kg/hm2和2.21 kg/hm2;肥料流失率分别为0.97%,0.90%,0.71%和0.45%。不同施肥管理的总磷流失负荷的顺序为秸秆还田施肥>有机肥化肥混施>农民习惯>缓控释肥>不施肥,他们的磷总流失负荷分别为:51.45 g/hm2,33.87 g/hm2,33.57 g/hm2,25.83g/hm2和9.47 g/hm2;与丰水年份相比,各施肥管理的氮磷流失负荷均明显减少,主要原因是没有出现水土流失现象。各施肥管理径流淋溶氮磷浓度均超标,氮素形态主要以溶解态氮流失为主约占总氮的80-90%,其中尤以有机氮和硝态氮为主要成分;磷素形态主要以颗粒态磷流失为主,在可溶性磷中无机磷为主要成分,约占总磷的10-30%。在干旱年缓控施肥管理可保证产量的同时,降低氮、磷流失,显着提高肥料利用率。4.东北黑土区玉米连作体系中连续6年田间试验中,不同施肥管理对作物产量、氮吸收量、土壤中硝态氮累积及土壤作物系统氮平衡的研究结果表明与农民习惯相比,测土减氮施肥管理氮肥利用率提高37.9%,平均年降低土壤中硝态氮累积量16.2 kg/hm2,6年共减少土壤无机氮残留19.6%,降低氮损失47.4%,减少氮盈余43.4%;减氮并施用缓控释肥模式氮肥利用率提高了50%以上,年均降低土壤中硝态氮累积27.2 kg/hm2,6年共减少土壤无机氮残留32.8%,降低氮损失75.3%,减少氮盈余69.3%.减氮施肥管理和缓控释肥管理均对作物产量没有明显影响。5.氮损失估算模型和生命周期分析法对在东北黑土区玉米连作体系中连续6年田间试验中不同施肥管理评价结果表明在氮损失估算模型中,优化施肥管理与农民习惯施肥管理相比可降低降低氨挥发、氧化亚氮释放、氮淋溶和氮径流17.6%,33.7%,44.4%和37.7%。优化减氮施肥管理在连续6年中总氮损失降低了220.4kg/hm2。每生产1吨玉米,优化施肥管理与农民习惯施肥管理相比分别降低能源消耗、温室效应、富营养化及酸化潜力26.2%,22.8%,32.6%和30.2%。因此优化施肥管理即可保证产量,同时可以降低对环境的影响,是一种绿色环保型施肥管理模式。
庄艳华[5]（2013）在《快速城市化背景下复杂面源污染负荷时空变化模拟》文中指出在点源污染得到较好控制后,面源成为影响水环境质量的又一主要来源。按污染物来源划分,面源可以分为农业面源和城市面源两种。随着我国城市化进程的加速,城乡交错带成为一个特殊过渡地带。在该地带内,农业面源和城市面源往往交错分布。相对于单一的农业面源或城市面源而言,这种城乡交错带的面源污染形式更为复杂。如果直接利用国内外现有的农业面源模型或城市面源模型估算这种特殊面源污染的负荷,会产生较大误差。如何构建新模型,解决城乡交错带面源污染负荷的估算这一难题,具有重要的理论意义和实用价值。为此,本文提出了“复杂面源污染”（Complex non-point source pollution）的概念,并构建了相应的估算模型。复杂面源污染,是指在农业用地和城镇建设用地类型交错分布的区域内,由农业径流和城市径流中的污染物共同导致的受纳水体的污染。本文利用农业面源模型、城市面源模型、城市化模型和邻域统计方法,耦合构建了新的复杂面源模型（CA-AUNPS）,用于估算水体复杂面源污染负荷时空变化。在此基础上,以位于城乡交错带的武昌汤逊湖流域为例,运用该模型模拟和预测复杂面源污染负荷的时空变化；运用SOM模型、线性相关和多元回归模型分析复杂面源污染的主要影响因子；并有针对性地构建了复杂面源污染控制的最佳管理措施体系。全文主要研究内容和结论如下：（1）运用元胞自动机（CA模型）和土地利用程度变化模型模拟汤逊湖流域城市化进程。CA模型模拟结果表明：1991-2011年间,村镇城市建设用地由10.87%增长至38.84%,成为面积最大的地类,增加区域主要集中在流域东北部和南部；农用地先增后减在2001年其面积比例达到最大值50.43%,之后逐年减少,2011年减少至35.49%；同期,林地/绿地和水域面积急剧减少；2011-2030年间,随着城市化发展,村镇/城市建设用地面积比例将增长至58.13%,成为流域主导用地类型,农用地、林地/绿地和水域整体呈减少趋势。土地利用程度变化模型分析结果表明：1991-2030年间,汤逊湖流域土地利用程度综合指数Ⅰ呈增长趋势,流域土地利用程度越来越高；每隔10年的土地利用程度变化量ΔI均大于0,流域土地利用处于发展期；1991-2011年、2011-2030年两个时间段的土地利用程度变化率R1分别是22.43%和11.39%,未来20年流域城市化速度低于过去20年。（2）利用农业面源模型（污染物输出经验模型）、城市面源模型（L-THIA模型）和城市化模型（CA模型）,构建用于模拟复杂面源污染负荷时空分布的CA-AUNPS模型。运用整体评价和局部评价相结合的方法分析CA-AUNPS模型构建合理性,并通过对比验证来分析模拟精度。结果表明：1991-2030年面源污染负荷权重设置精度δ值均大于0.8,精度较高；与传统方法对面源特征“非0即1”的划分相比,面源污染权重设置的取值在0-1之间连续分布,使各元胞的面源特征更符合实际情况；2020年流域面源污染TN、TP负荷的误差分别是5.65%和9.11%,误差值均小于10%,模拟结果满足精度要求。本文构建的CA-AUNPS模型能有效用于复杂面源污染负荷的时空变化模拟,很好地解决了城乡交错带面源污染负荷的估算问题。（3）运用CA-AUNPS模型模拟和预测了汤逊湖流域面源污染物TN、TP负荷的时空变化,结果表明：从空间分布看,1991-2030年TN、TP负荷高值区集中在流域北部和中南部的建设用地上,其分布范围随着建设用地的扩展从北向南扩张;次高值区主要分布在流域东南部和西部的农田上,分布范围随着农田分布范围的变化而变化;低值区主要分布在流域南部林地／绿地上,分布范围变化不大;整体而言,各土地利用类型按TN、TP单位负荷从大到小依次是村镇/城市建设用地>荒地/裸地>农用地>林地/绿地。从时间变化看,1991-2030年TN负荷先减后增、TP负荷整体呈增长趋势,至2030年,TN、TP负荷将增长至390.12t/a和39.40t/a。从TN、TP负荷空间分布的相关性看,TN和TP负荷空间分布具有一致性,空间相关系数按土地利用类型从大到小依次是荒地/裸地>林地/绿地>村镇/城市建设用地>农用地。从农业面源模式、城市而源模式和耦合模式下的模拟结果对比来看：整体而言,耦合模式下TN、TP负荷估算值分别大于农业面源模式和城市而源模式下的TN、TP负荷估算值;1991-2001年耦合模式下TN、TP负荷变化趋势与农业而源模式估算结果基本一致,2001-2030年耦合模式下TN、TP负荷估算值变化趋势与城市面源模式计算结果基本一致。从农业面源和城市面源分别对复杂面源的贡献来看,1991年农业面源对复杂面源TN、TP负荷的贡献率ω。分别是72.49%、65.63%,城市面源对复杂面源TN、TP负荷的贡献率ω。分别是27.51%、34.38%,农业而源贡献占优势;2030年TN、TP负荷的的ωa。仅为8.98%、10.50%,ωu。增长至91.02%、89.50%,城市面源贡献占绝对优势；随着城市化发展,农业面源贡献率逐年降低,城市面源贡献率逐年增加。耦合模型更真实地反映了汤逊湖流域复杂面源的实际特征。（4）运用SOM模型、线性相关和多元回归模型分析复杂而源污染的主要影响因子,结果表明：土地利用变化和年降雨量是影响TN、TP负荷量时间变化的主要因素,土地利用类型、坡度和NDVI是面源污染负荷空间分布主要影响因子；TN、TP负荷与土地利用程度综合指数和年降雨量在时间变化上均呈正相关;农用地和村镇/城市建设用地分别是影响TN和TP负荷的主要用地类型；TN、TP负荷与坡度在空间分布上呈正相关,其相关系数按不同土地利用类型从大到小依次是荒地/裸地>林地/绿地>农用地>村镇/城市建设用地；TN、TP负荷与NDVI在空间分布上呈负相关,其中,TN负荷与NDVI的相关系数按不同土地利用类型从大到小依次是林地/绿地>农用地>村镇/城市建设用地>荒地/裸地,TP负荷与NDVI相关系数从大到小依次是农用地>村镇/城市建设用地>林地/绿地>荒地/裸地。（5）基于3S技术和CA-AUNPS模型,针对性地构建了汤逊湖流域复杂面源污染控制BMPs体系。结果表明：在汤逊湖流域的5个BMPs控制子区中,位于流域西北部、东北部和中南部的3个子区是面源污染重点治理区域；通过实施包括宏观管理BMPs、源头控制BMPs、过程削减BMPs和末端治理BMPs等4个子体系的汤逊湖流域复杂面源污染控制BMPs体系的组合措施,可使流域TN、TP负荷综合去除率分别达48.30-97.96%、60.60-91.79%；在最不利条件下采取BMPs措施后,2020年TN、TP负荷分别是281.87t/a和22.22t/a,其削减量分别是88.19t/a和11.67t/a,2030年TN、TP负荷分别是298.18t/a和20.97t/a,其削减量分别是91.94t/a和18.43t/a。本文提出的复杂面源污染控制BMPs体系能有效用于汤逊湖流域面源污染控制。
吕文龙[6]（2012）在《宝象河小流域径流污染物沉降特性与颗粒粒径分布特征研究》文中研究说明本研究以宝象河小流域为研究对象,对2010年5月-2011年12月间降雨事件河道径流与流域内径流模拟水样进行沉降试验,考查了河道径流污染物含量特征,分析了河道径流污染物与径流模拟水样的沉降特性,探讨了河道径流与模拟水样沉降过程中颗粒态污染物粒径分布特征。非降雨时期,宝象河小流域河道水样污染物浓度5月COD、TN、TP浓度明显高于6-9月,并且在空间上污染物浓度表现出较大的差异：中游、下游>上游。6月29日降雨径流过程中,中游、下游各污染物浓度总体上表现为降雨初期污染物浓度较高,尤其是初期随降雨强度和径流量增大时,污染物浓度达到最高水平,具有明显的初期冲刷效应。河流上游COD、TN、TP浓度具有一致的变化趋势,污染物浓度变化均比较平稳。降雨过程中,河流分段流量与污染物分段通量具有一致的变化趋势。在三次降雨过程中,中游、下游累积水量与污染通量均着高于上游,6月29日产生的面源污染总量最大,7月1日次之,8月7日最小,主要原因是降雨条件的巨大差异造成的。宝象河小流域河道水样COD、TN,氨态氮、TP颗粒态平均百分比分别为64%、67%、68%、63%。非降雨时期与降雨时期污染物去除率差异不大,水样静置沉淀8h后,COD、TN、氨态氮、TP平均去除率分别为42%、48%、45%、42%。河道水样污染物浓度所占百分比在粒径小于0.0008mm范围内最高,占到18-49%,其他粒径段污染物浓度所占百分比变化不大。在粒径大于0.0008mm的污染物占到51-82%,在径流输移过程中颗粒态污染物含量均大于50%。宝象河小流域内四种土地利用类型径流模拟水样颗粒态所占比例均大于70%,颗粒态COD、TN、氨态氮、TP所占平均比例分别为：74%、84%、76%、75%。径流模拟水样的COD、N、氨态氮、TP平均浓度分别为：68mg/L、1.85mg/L、0.584mg/L、1.2mg/L。径流模拟水样静置沉淀8h后,COD、TN、氨态氮、TP浓度平均降幅分别为53%、63%、54%、52%。径流模拟水样颗粒态污染物在各个粒径段中分布差异比较大,大部分分布在大于0.02mm、小于0.0008mm范围内,分别达到11-24%、13-32%。大于0.0008mm的污染物占到68-87%,在径流输移过程中颗粒态污染物含量均大于65%。
龚琦[7]（2011）在《基于湖泊流域水污染控制的农业产业结构优化研究 ——以云南洱海流域为例》文中认为随着经济的发展和科学技术的进步,我国农业发生了巨大改变。以采用手工工具和畜力农具为特征的传统农业,逐渐向以广泛应用现代科学技术、现代工业提供的生产资料和科学管理方法为特征的现代农业转变。这一转变虽然使我国农业劳动生产率不断提高,农业生产力水平达到前所未有的高度,农产品产量大幅度增长,但转变过程中片面追求经济效益、忽视生态保护的行为,使我国湖泊资源环境遭受到了巨大损害和破坏,数量面积剧减、水质恶化日益严重,以致湖泊蓄洪、灌溉、供水、气候调节等生态和经济功能减弱,对社会经济发展特别是农业的可持续发展形成了极大制约。据此,我们必须认真审视农业发展与湖泊资源环境的关系,从农业层面探讨湖泊资源环境保护的对策。本文以农业经济学、微观经济学、发展经济学、资源与环境经济学、计量经济学、数理经济学等相关原理和分析框架为基础,采用理论与实证、定性与定量相结合的方法,对我国湖泊流域水污染和农业污染控制问题进行了研究。第一,客观分析湖泊生态环境与农业污染的关系,把握我国湖泊流域的农业污染状况。第二,对农业污染产生的经济学根源进行理论分析,并从农业部门、政府政策和宏观社会经济发展层面对我国农业污染产生和加剧的具体原因进行了分析。第三,利用1999-2008年中国31个省份的面板数据,通过面板单位根检验、面板协整检验和面板回归估计,实证检验了农业产业结构调整及其他社会经济因素对我国及我国不同区域农业污染的影响。第四,归纳总结国外农业水污染治理的成功经验,并借鉴提出我国农业水污染控制的措施建议。第五,在导致农业污染加剧的关键因素为农业产业结构调整的区域,选择湖泊流域作为典型案例,建立基于湖泊水污染控制的农业产业结构多目标优化模型,进行典型湖泊流域农业产业结构的优化设计,并提出推进农业产业结构优化的综合保障措施建议。主要研究结论如下：第一,湖泊资源以其多重生态和经济功能,在我国的社会经济发展中发挥着巨大的作用。但由于农业、工业、生活污染的不断输入,湖泊水体污染情况非常严重,而农业污染是湖泊水污染的主要来源。我国东、中、西部主要湖泊流域的农业污染都非常严重,且呈现持续增加的态势,对湖泊水体的威胁日益加剧。第二,农业污染产生的经济学根源是市场失灵和政府失灵。农业污染产生的市场失灵是由农业环境的公共物品属性、农业生产的负外部效应、农业环境的产权不确定和农业环境利用的信息不对称引起的；农业污染的政府失灵是由政府认识不足、决策局限、政策目标单一,存在忽视农业环境保护和农业污染控制的现象,以及农业环境管理的低效率引起的。我国农业污染产生和加剧的具体原因主要可以归结为：农业产业结构调整中牧业产值比重的增加、粮食作物种植面积比重的下降,农民收入增长,农业国际贸易程度的提高,人口增长,工业化和城市化推进中的耕地减少、农业劳动力减少,以及农业污染管控资金不足、农业污染管控技术推广乏力、农业污染管控法律缺失、农业污染管控的机构机制不健全。第三,从全国层面来看,化肥施用强度会随着粮食种植比重的上升而降低,随着农民人均纯收入、单位种植面积人口数量的增长而提高,但农资价格、单位种植面积种植业劳动力的变化对化肥施用强度的影响不显着；畜禽粪尿密度会随着牧业产值比重、农民人均纯收入、单位种植面积人口数量、单位种植面积一产劳动力数量的增加而上升,随着农资价格的上涨而降低。从区域层面来看,粮食种植比重的变化仅对中南、西北、西南3个区域的化肥施用强度具有显着负向影响；牧业产值比重的变化仅对中南和西南2个区域的畜禽粪尿密度具有显着正向影响；其他因素对不同区域农业污染的影响具有较大差异。第四,对日本、美国和欧盟的农业水污染治理在法律制度、对策措施、污染监测和公众参与、管理机构和机制等方面的经验进行了总结。借鉴其成功经验,提出了我国农业水污染治理的对策建议。主要包括：开展农业产业结构优化调整工作、积极发展生态环保型农业、加强农业技术的研发与应用、实施农业环境保护项目、发挥政府补贴的激励作用、加强环境监测和公众参与力度、建立完备的控污法律法规和管理协调机构。第五,典型案例洱海流域的水环境安全形势不容乐观,存在农业污染控制乏力的治理困境,但基于流域水污染控制的农业产业结构优化设计结果显示,在保持农业产值持续增长、农产品供给安全的前提下,可以实现农业入湖污染量消减15%的水质保护规划目标。由于流域农业产业结构优化方案的具体实施,一方面,将大大缓解流域水环境压力；另一方面,势必引发各种矛盾和问题,为此,提出了推进流域农业产业结构优化工作的综合保障措施建议,主要包括：管理组织保障、经济政策保障、技术研发与推广服务保障和农业劳动力转移服务保障。
袁晓燕,余志敏,施卫明[8]（2010）在《大清河小流域城郊型面源污染现状与对策研究》文中进行了进一步梳理文章以昆明市主要排污河道之一的大清河入滇池的小流域为研究对象,针对小流域范围内城郊型面源污染状况,通过详细的问卷调查和实地采样分析,初步得出研究区污染物产生的来源、产生特点和发生量。结果表明:生活污水排放、地表径流产污、农田排水是该研究区氮、磷污染物排放的三大来源;其中,总氮排放量有54.7%来源于生活污水,25.9%来源于农田化肥流失;总磷排放量有61.5%来源于生活污水,24.8%来源于地表径流。滇池周边地区面源污染物来源和特征有别于滇池全流域的各污染类型比值,面源污水已成为城郊区面源污染物的主要来源,是控制之要点。因地制宜,就地处理城郊型的农村生活污水,科学平衡施肥,降低地表径流排污浓度,是城郊型滨湖带小流域面源污染治理成功的关键。
章君果[9]（2010）在《滇池流域油麦菜种植区氮磷分布、迁移格局与环境效应研究》文中研究说明在蔬菜生产过程中大量的氮磷投入,导致土壤氮磷大量盈余,其结果导致土壤氮磷不断流失,造成水体养分过剩而形成水体富营养化污染。过量使用氮肥,不仅造成水体污染,而且蔬菜的产量和品质也受到一定影响,对蔬菜生产带来很大压力。基于这些问题,对蔬菜生产中养分差异化管理的研究有着极为重要的意义。本文选取了滇池流域蔬菜设施保护地油麦菜种植区进行研究。油麦菜是滇池流域开始大面积种植的一种新蔬菜作物,而对油麦菜养分迁移状况的研究未见到报道。在2008年8月到9月进行油麦菜田间试验,分为高量施肥和低量施肥两个组别进行,每个组9个施肥处理水平,并在试验过程中对植株样和土样进行采集,对油麦菜产量、油麦菜硝酸盐含量,植株样总氮、总磷,土壤总氮、总磷、有效磷、碱解氮和有机质进行测定,结合养分差异来讨论油麦菜对土壤氮磷的吸收,油麦菜产量、硝酸盐含量和土壤氮磷迁移变化特征及环境社会效应。其主要结果表明：1.氮磷投入量比高量施肥减少46.4%,油麦菜增产32.4%。适宜的氮磷投入量和施用比例是油麦菜高产的重要因素,产量较高时氮的施用范围为180-225kg·ha-1,磷肥可以少量施用,施磷量控制在63 kg·ha-1左右,可以达到经济效益和环境效益的协调。在适宜的氮施用量范围内,油麦菜对氮的平均吸收率达到25%,最高达到了28%,成熟期氮吸收量比生长期高。油麦菜对磷的吸收率很低,在适量施磷范围内,对磷的吸收率也只有10%左右。2.油麦菜硝酸盐含量随氮素水平的提高呈递增趋势,磷素具有能够抑制硝酸盐的积累的作用。油麦菜产量达到较高水平,而油麦菜食用部分硝酸盐含量符合中国叶菜类硝酸盐含量标准。控制氮磷的合理配施只是有效降低硝酸盐含量的一个重要方面,并不是一个根本因素,只能在一定程度上对蔬菜硝酸盐含量有影响。3.短期内土壤总氮在各施肥处理之间并没有规律性变化；0-20cm碱解氮和施氮量表现出了正相关；总磷在0-40cm土层随施磷量的增加而增加,表现出显着线性正相关（P<0.05）；有效磷和总磷的变化趋势一致,0-40cm有效磷和施磷量显着线性正相关（P<0.05）；有机质在短期内变化不大。在垂直梯度上,土壤养分随深度增加而递减。4.土壤总氮积累量和施氮量呈现了显着线性正相关（P<0.05）,这是农业施肥处理中一个普遍现象,与种植何种作物关系不大。磷在土壤中积累效益比较显着,积累量达到80%以上。在0-20cm和20-40cm土层总磷和施磷量都表现出了显着线性正相关（P<0.05）。适量施氮量土壤氮积累量表现出了减少,而过量施氮则表现出了盈余；施磷处理都表现出了磷积累量的盈余。5.适量施肥和过量施肥相比氮磷化肥投入减少58.5%,油麦菜产量增加24.2%,单季每公顷油麦菜,农户可节约化肥投入1814.2元,增加收入13275元。滇池流域油麦菜种植区,适量施肥每年将减少氮损失101.53t,减少磷损失60.86t,每公顷油麦菜在适量施肥时将获得直接环境经济效益401.14元,滇池流域油麦菜种植区每年将获得直接环境经济效益84.2万元。综合以上研究结果,土壤氮磷的损失量和积累量与氮磷施用量直接相关,与种植蔬菜作物关系不大。从结合农户的经济效益和环境效益的综合考虑,建议实施“控氮少磷”的养分差异化管理,油麦菜种植过程中氮素控制在现有施肥量的1/2以内,其适宜施用量为180-225 kg·ha-1,油麦菜对磷素的吸收比较少,可以采用“少磷”措施,将磷肥的施用量减少在63 kg·ha-1左右。
周早弘[10]（2009）在《农业面源污染实证分析与政策选择》文中指出长期以来,我国农业生产为了提高产量,大量使用化肥、农药等投入品,引发了严重的农业面源污染,破坏了农业生态环境,制约了农业经济社会的可持续发展,引起了我国政府的高度重视,并在《国民经济和社会发展第十一个五年规划纲要》明确提出要“防治农药、化肥和农膜等面源污染”,因此,研究农户行为,探讨农业面源污染控制对策与政策,对农村环境保护和农业可持续发展具有重要的理论和实际意义。本研究在规范分析与实证研究方面,运用环境经济学理论、农业经济理论、农业技术经济理论和数量经济理论等方法,分析了鄱阳湖区农业面源污染的现状、农业投入品的非经济现象及其效率损失,模拟了研究区内的环境EKC曲线,揭示农业面源污染的严重性,实证研究了农户对农业面源污染的认知与行为,并运用利益相关者理论和博弈理论,研究各利益主体的行为,构建共同治理农业面源污染组织。在政策研究方面,借鉴国际经验,完善我国农业环境管理制度和农业面源污染治理政策,优化农业面源污染控制措施。最后,构建了农业面源污染的前馈与反馈复合控制系统,并提出了相应对策与建议。本研究可能的主要创新性成果表现在:一、运用利益相关者理论分析各利益主体的权利—利益矩阵,识别利益相关者的影响力与利益。二、运用博弈理论分析各利益主体的行为特征。三、构建了农业面源污染的前馈与反馈复合控制系统,并提出了相应对策与建议。
二、滇池面源污染及其综合治理（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、滇池面源污染及其综合治理（论文提纲范文）
（2）汉丰湖流域农业面源污染空间分异及对水质的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 湖泊富营养化 |
| 1.1.1 湖泊及湖泊富营养化 |
| 1.1.2 湖泊富营养化的危害 |
| 1.1.3 三峡库区湖泊富营养化现状 |
| 1.2 面源污染 |
| 1.2.1 面源污染概述 |
| 1.2.2 三峡库区面源污染 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 研究背景及意义 |
| 2.2 研究目的与内容 |
| 2.2.1 研究目标 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 材料与方法 |
| 3.1 汉丰湖概况 |
| 3.2 汉丰湖流域面源污染研究 |
| 3.2.1 研究方法 |
| 3.2.2 数据处理方法 |
| 3.3 汉丰湖水质监测 |
| 3.3.1 采样点的设置 |
| 3.3.2 样品的采集及测定 |
| 3.3.3 数据分析 |
| 第4章 汉丰湖各子流域农业面源污染特征 |
| 4.1 不同类型农业面源污染负荷特征 |
| 4.1.1 肥料施用面源污染负荷 |
| 4.1.2 农作物秸秆面源污染负荷估算 |
| 4.1.3 畜禽养殖面源污染负荷估算 |
| 4.1.4 农村生活污染负荷估算 |
| 4.2 汉丰湖流域水质特征 |
| 4.2.1 水质监测结果分析 |
| 4.2.2 单项污染指数评价结果 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 汉丰湖流域农业面源污染空间分布特征 |
| 5.1 各子流域对农业面源TN和 TP负荷的贡献 |
| 5.2 不同类型农业面源污染负荷贡献率 |
| 5.3 不同类型农业面源污染负荷的空间分异特征 |
| 5.3.1 TN和 TP污染负荷空间分异特征 |
| 5.3.2 不同TN和 TP污染负荷来源空间分异特征 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 汉丰湖水质时空变化特征 |
| 6.1 水体营养化程度空间分布 |
| 6.2 汉丰湖水质诱导因子变化特征 |
| 6.3 单项污染指数评价结果 |
| 6.4 汉丰湖水质变化主导因素 |
| 6.5 农业面源污染对水质的影响 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 对策与建议 |
| 7.2.1 科学合理施用肥料 |
| 7.2.2 加强对畜禽养殖废弃物的管理 |
| 7.2.3 最佳农田管理 |
| 7.2.4 加大农业生态建设宣传和培训力度 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 参加课题、发表论文情况 |
（3）滇池COD特征及升高原因解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 问题的提出与研究意义 |
| 1.1.1 问题的提出 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外湖泊COD变化基本特征及其表征技术研究进展 |
| 1.2.1 化学需氧量(COD)的辨析 |
| 1.2.2 国内外湖泊COD变化基本特征及其表征技术研究进展 |
| 1.3 研究目的与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 创新点 |
| 第二章 研究区域与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 滇池湖体不同来源COD结构特征研究方案 |
| 2.3.2 滇池不同来源COD降解特征研究方案 |
| 2.3.3 滇池不同来源COD负荷及其对湖泊COD升高影响贡献研究方案 |
| 2.4 表征手段 |
| 2.4.1 红外光谱表征 |
| 2.4.2 三维荧光光谱表征 |
| 2.4.3 可见-紫外光谱表征 |
| 第三章 滇池湖体不同来源COD结构特征 |
| 3.1 滇池面源COD及不同组分特征 |
| 3.1.1 城市面源输入COD及不同组分特征 |
| 3.1.2 农业面源输入COD及不同组分特征 |
| 3.2 滇池点源COD及不同组分特征 |
| 3.2.1 滇池点源COD来源及特征 |
| 3.2.2 滇池点源COD及不同组分特征 |
| 3.3 滇池内源释放COD及不同组分特征 |
| 3.3.1 滇池沉积物释放COD及不同组分特征 |
| 3.3.2 滇池藻类释放COD及不同组分特征 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 滇池不同来源COD降解动力学特征 |
| 4.1 滇池入湖面源COD降解动力学特征 |
| 4.1.1 城市面源河流COD降解动力学特征 |
| 4.1.2 农业面源河流COD降解动力学特征 |
| 4.2 滇池入湖点源COD降解动力学特征 |
| 4.2.1 滇池入湖点源COD降解特征 |
| 4.2.2 滇池入湖点源COD降解过程结构变化 |
| 4.3 滇池内源释放COD的降解特征 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 不同来源COD对滇池水质的影响及贡献 |
| 5.1 滇池近年来COD不同来源负荷量变化 |
| 5.1.1 滇池流域点源污染排放特征 |
| 5.1.2 滇池流域面源污染排放特征 |
| 5.1.3 滇池流域内源污染特征 |
| 5.2 不同来源COD在湖内的积累及变化过程 |
| 5.3 不同来源COD对湖泊COD升高的影响贡献 |
| 5.4 基于滇池COD浓度变化对湖泊治理的一些启示 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及科研成果 |
| 致谢 |
（4）不同施肥管理对东北玉米连作地农业面源污染影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 农田氨挥发研究 |
| 1.2.2 农田旱地氮磷流失研究 |
| 1.2.3 土壤-作物系统硝态氮累积及氮平衡研究 |
| 1.2.4 生命周期法分析在面源污染中的应用 |
| 1.3 研究目的、意义和内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线与创新点 |
| 1.4.1 技术路线 |
| 1.4.2 创新点 |
| 第2章 不同施肥处理对旱地氨挥发的影响 |
| 2.1 室外模拟不同施肥处理对氨挥发的影响 |
| 2.1.1 材料与方法 |
| 2.1.2 结果与分析 |
| 2.1.3 讨论与结论 |
| 2.2 室内培养试验研究温度、湿度对氨挥发的影响 |
| 2.2.1 材料与方法 |
| 2.2.2 结果与分析 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 不同施肥处理对旱地氮磷流失的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验区概况 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.2.3 试验设计与玉米管理 |
| 3.2.4 试验区气候背景 |
| 3.2.5 水样采集及测定方法 |
| 3.2.6 数据计算及统计分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 丰水年（2013）不同施肥处理的施肥效果及环境效应 |
| 3.3.2 干旱年（2014）不同施肥处理的施肥效果和环境效应 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 不同施肥处理对土壤作物系统氮素盈余的影响 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 试验设计 |
| 4.1.2 试验地气候背景 |
| 4.1.3 土壤样品分析 |
| 4.1.4 计算及统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 产量和氮吸收 |
| 4.2.2 土壤中硝态氮累积 |
| 4.2.3 土壤作物系统氮素盈余 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 结论 |
| 第5章 基于LCA分析不同施肥模式对环境影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验设计 |
| 5.1.2 试验地气候背景 |
| 5.1.3 计算方法 |
| 5.1.4 生命周期评价法 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 氮损失 |
| 5.2.2 环境评价 |
| 5.3 结论 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及科研成果 |
（5）快速城市化背景下复杂面源污染负荷时空变化模拟（论文提纲范文）
| 创新点 |
| 目录 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与选题依据 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 选题依据 |
| 1.2 面源污染研究进展 |
| 1.2.1 全球面源污染研究趋势 |
| 1.2.2 面源污染模型研究进展 |
| 1.2.3 面源污染控制措施研究进展 |
| 1.2.4 已有研究中存在的不足 |
| 1.3 相关建模技术研究进展 |
| 1.3.1 3S技术研究进展 |
| 1.3.2 城市化模型研究进展 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究区域概况 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.4.4 研究难点 |
| 2 汤逊湖流域城市化过程模拟 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 模型与参数 |
| 2.2.2 模拟步骤 |
| 2.2.3 数据来源与预处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 模拟结果分析 |
| 2.3.2 模拟结果精度验证 |
| 3 汤逊湖流域复杂面源污染负荷时空变化模拟 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 复杂面源污染的概念 |
| 3.3 基于RUSLE模型估算土壤侵蚀量 |
| 3.3.1 模型与参数 |
| 3.3.2 模拟步骤 |
| 3.3.3 数据来源与预处理 |
| 3.3.4 模拟结果 |
| 3.4 基于SCS模型估算降雨径流量 |
| 3.4.1 模型与参数 |
| 3.4.2 模拟步骤 |
| 3.4.3 数据来源与预处理 |
| 3.4.4 模拟结果 |
| 3.5 基于输出经验模型的农业面源模式下污染负荷时空变化 |
| 3.5.1 模型与参数 |
| 3.5.2 模拟步骤 |
| 3.5.3 数据来源与预处理 |
| 3.5.4 模拟结果 |
| 3.6 基于L-THIA模型的城市面源模式下污染负荷时空变化 |
| 3.6.1 模型与参数 |
| 3.6.2 模拟步骤 |
| 3.6.3 数据来源与预处理 |
| 3.6.4 模拟结果 |
| 3.7 基于CA-AUNPS耦合模型模拟复杂面源污染负荷时空变化 |
| 3.7.1 模型构建 |
| 3.7.2 模拟步骤 |
| 3.7.3 数据来源与预处理 |
| 3.7.4 模拟结果 |
| 3.8 结果与讨论 |
| 3.8.1 TN、TP负荷模拟结果分析 |
| 3.8.2 CA-AUNPS模型精度分析与评价 |
| 4 汤逊湖流域复杂面源污染影响因素分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 模型与参数 |
| 4.2.2 模拟步骤 |
| 4.2.3 数据来源与预处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 TN、TP负荷空间分布影响因子分析 |
| 4.3.2 TN、TP负荷时间变化影响因子分析 |
| 5 汤逊湖流域复杂面源污染控制BMPs体系研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.2.1 构建思想与依据 |
| 5.2.2 构建步骤 |
| 5.2.3 数据来源与预处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 BMPs控制子区划分 |
| 5.3.2 BMPs体系与具体措施 |
| 5.3.3 BMPs体系有效性评估 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻博期间发表的科研成果目录 |
| 致谢 |
（6）宝象河小流域径流污染物沉降特性与颗粒粒径分布特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 国内外研究进展 |
| 1.1 面源污染的基本概念 |
| 1.2 降雨径流污染现状 |
| 1.2.1 降雨径流污染特征 |
| 1.2.2 降雨径流污染来源 |
| 1.2.3 降雨径流污染影响因素 |
| 1.3 降雨径流污染的治理方法 |
| 1.4 降雨径流沉降特性与颗粒粒径分布特征研究状况 |
| 2 研究区域概况 |
| 3 研究路线与研究方法 |
| 3.1 技术路线 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 样品的采集与制备 |
| 3.2.2 样品的实验室分析 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 宝象河小流域径流污染物含量特征 |
| 4.1.1 非降雨时期河流污染物含量特征 |
| 4.1.2 降雨时期径流污染物含量特征 |
| 4.1.3 三次降雨径流面源污染总量 |
| 4.1.4 小结 |
| 4.2 宝象河小流域径流污染物沉降特性与颗粒粒径分布特征 |
| 4.2.1 河流污染物沉降特性 |
| 4.2.2 降雨径流污染物沉降特性 |
| 4.2.3 河道径流颗粒粒径分布特征 |
| 4.2.4 小结 |
| 4.3 宝象河小流域模拟径流污染物沉降特性与粒径分布特征 |
| 4.3.1 不同土地利用类型土壤理化性质 |
| 4.3.2 不同土地利用类型模拟径流水样污染物沉降特性 |
| 4.3.3 不同土地利用类型模拟径流水样颗粒粒径分布特征 |
| 4.3.4 小结 |
| 5 结论 |
| 5.1 宝象河小流域河道水样污染物含量特征 |
| 5.2 宝象河小流域径流污染物沉降特性与颗粒粒径分布特征 |
| 5.3 宝象河小流域径流模拟污染物沉降特性与粒径分布特征 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）基于湖泊流域水污染控制的农业产业结构优化研究 ——以云南洱海流域为例（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 导论 |
| 1.1 问题的提出 |
| 1.2 研究目的与拟解决的关键问题 |
| 1.3 国内外研究综述 |
| 1.3.1 国外研究进展 |
| 1.3.2 国内研究进展 |
| 1.4 研究内容、方法及创新点 |
| 1.4.1 研究内容与技术路线 |
| 1.4.2 研究方法 |
| 1.4.3 可能的创新点 |
| 第2章 相关概念与理论基础 |
| 2.1 相关概念 |
| 2.1.1 湖泊 |
| 2.1.2 农业污染 |
| 2.1.3 农业产业结构 |
| 2.2 论基础 |
| 2.2.1 农业发展阶段理论 |
| 2.2.2 农业可持续发展理论 |
| 2.2.3 农业产业结构优化理论 |
| 第3章 湖泊生态环境与农业污染 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 我国湖泊概况 |
| 3.2.1 湖泊的类型 |
| 3.2.2 湖泊的分布 |
| 3.2.3 湖泊的生态经济功能 |
| 3.3 我国湖泊生态环境退化现状 |
| 3.3.1 湖泊数量面积缩减 |
| 3.3.2 水体质量下降富营养化严重 |
| 3.3.3 湖滨带受损、生物多样性遭到破坏 |
| 3.4 我国湖泊水体污染的来源 |
| 3.4.1 湖泊水体污染的来源与类型 |
| 3.4.2 农业污染成为湖泊水污染的主要来源 |
| 3.5 我国典型湖泊流域农业污染状况 |
| 3.5.1 种植业中的化肥污染 |
| 3.5.2 种植业中的农药污染 |
| 3.5.3 畜牧业中的畜禽粪尿污染 |
| 3.5.4 渔业中的饵料污染 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 农业污染产生的经济学解释与具体原因 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 农业污染产生的经济学解释 |
| 4.2.1 经济——环境系统 |
| 4.2.2 市场的配置作用与市场失灵 |
| 4.2.3 政府干预的作用与政府失灵 |
| 4.2.4 农业污染产生的市场失灵与政府失灵 |
| 4.3 我国农业污染产生和加剧的具体原因 |
| 4.3.1 农业产业结构调整 |
| 4.3.2 农民增收政策 |
| 4.3.3 农业国际贸易 |
| 4.3.4 宏观社会经济发展 |
| 4.3.5 农业污染管控约束 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 农业产业结构调整与农业污染关系的实证检验 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 全国层面的实证分析 |
| 5.2.1 指标选择与研究假设 |
| 5.2.2 数据来源与统计描述 |
| 5.2.3 实证模型与方法步骤 |
| 5.2.4 实证结果与分析 |
| 5.3 不同区域的实证分析 |
| 5.3.1 区域划分与分析方法 |
| 5.3.2 区域指标变量的检验 |
| 5.3.3 区域实证结果与分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 国外农业水污染治理的经验与启示 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 日本农业水污染治理经验 |
| 6.2.1 完善控污法律制度 |
| 6.2.2 推进环保型农业的发展 |
| 6.2.3 重视环境监测、科研应用和公众参与 |
| 6.2.4 建立水环境保护管理机构与机制 |
| 6.3 美国农业水污染治理经验 |
| 6.3.1 完善控污法律制度 |
| 6.3.2 推行BMPs和实施农业资源环境保护项目 |
| 6.3.3 环境监测数据库共享和公众参与决策 |
| 6.3.4 建立水环境保护管理机构与机制 |
| 6.4 欧盟农业水污染治理经验 |
| 6.4.1 完善控污法律法规 |
| 6.4.2 征收污染税费、补贴环保农业和优化种植结构 |
| 6.4.3 环境信息公开和公众参与 |
| 6.4.4 建立水环境保护管理机构与机制 |
| 6.5 国外经验对我国的启示 |
| 6.5.1 建立完备的控污法律法规 |
| 6.5.2 发展生态环保型农业 |
| 6.5.3 实施生态退耕等农业环境保护项目 |
| 6.5.4 开展农业结构优化调整工作 |
| 6.5.5 突出农业生产技术的研发与应用 |
| 6.5.6 发挥政府补贴的激励作用 |
| 6.5.7 加强环境监测和公众参与力度 |
| 6.5.8 构建以流域为单元的水环境保护机构与机制 |
| 第7章 基于洱海流域水污染控制的农业产业结构优化分析 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 洱海流域自然与社会经济概况 |
| 7.2.1 自然概况 |
| 7.2.2 社会经济概况 |
| 7.3 洱海流域水污染现状 |
| 7.3.1 洱海水质变化趋势 |
| 7.3.2 入湖河流水质情况 |
| 7.4 洱海流域水污染治理的困境与破解途径 |
| 7.4.1 水污染治理措施 |
| 7.4.2 水污染治理困境:农业污染控制乏力 |
| 7.4.3 破解水污染治理困境的途径:优化农业产业结构 |
| 7.5 基于洱海流域水污染控制的农业产业结构优化设计 |
| 7.5.1 流域农业污染分布与特征 |
| 7.5.2 流域农业产业结构优化的指导思想和原则 |
| 7.5.3 流域农业产业结构多目标优化模型的建立 |
| 7.5.4 流域农业产业结构优化模型求解与分析 |
| 7.6 洱海流域农业产业结构优化的综合保障措施 |
| 7.6.1 管理组织保障 |
| 7.6.2 经济政策保障 |
| 7.6.3 技术研发与推广服务保障 |
| 7.6.4 农业劳动力转移服务保障 |
| 7.7 本章小结 |
| 第8章 研究结论与展望 |
| 8.1 全文总结 |
| 8.1.1 湖泊流域的农业污染严重危害到水体健康 |
| 8.1.2 农业污染的成因和社会经济影响因素 |
| 8.1.3 农业产业结构调整对全国及全国不同区域农业污染的影响情况 |
| 8.1.4 国外农业水污染治理的经验 |
| 8.1.5 基于典型湖泊流域水污染控制的农业产业结构优化 |
| 8.2 研究不足与展望 |
| 8.2.1 研究的不足之处 |
| 8.2.2 进一步研究方向 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附表1 洱海流域各乡镇粮食作物TN、TP排放量 |
| 附表2 洱海流域各乡镇经济作物TN、TP排放量 |
| 附表3 洱海流域各乡镇畜禽TN、TP排放量 |
| 攻读博士学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（8）大清河小流域城郊型面源污染现状与对策研究（论文提纲范文）
| 1 区域概况 |
| 2 材料方法 |
| 2.1 试验方法 |
| 2.2 样品分析方法 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 污染源调查结果 |
| 3.1.1 工业区排污 |
| 3.1.2 居民区排污 |
| (1) 生活污水。 |
| (2) 生活垃圾。 |
| 3.1.3 农业污染 |
| 1) 种植制度与施肥情况。 |
| (2) 农田土壤肥力背景。 |
| (3) 农田灌溉与农业废弃物。 |
| 3.2 区域环境现状分析 |
| 3.2.1 大清河河流断面水质现状 |
| 3.2.2 代表性污泥养分背景分析 |
| 3.2.3 研究区地表污水水质状况 |
| 3.3 研究区氮、磷污染物排放通量估算 |
| 3.3.1 生活污水中污染物的排放通量 |
| 3.3.2 农田化肥氮、磷流失通量 |
| 3.3.3 研究区地表径流中污染物排放通量 |
| 4 讨论与防治对策 |
| 4.1 城郊型生活污水已成为该区域面源污染物的主要来源 |
| 4.2 针对城郊区面源污水污染控制的技术对策 |
| (1) 以村镇生活污水的处理为重中之重。 |
| (2) 地表径流资源的利用。 |
| (3) 因地制宜, 科学施肥, 减少农田氮排放量, 增加农田对面源污水氮磷养分的消纳容量。 |
| (4) 系统规划, 全局控制。 |
| 5 结论 |
（9）滇池流域油麦菜种植区氮磷分布、迁移格局与环境效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 农业面源污染研究现状 |
| 1.2.2 施肥处理对植物营养的影响 |
| 1.2.3 农业施肥的养分流失现状 |
| 第二章 研究区域概况及研究方法 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.2 试验地设置和试验处理 |
| 2.3 样品采集与分析 |
| 2.4 指标计算和数据处理 |
| 第三章 土壤氮磷水平对油麦菜产量及硝酸盐含量的影响 |
| 3.1 结果 |
| 3.1.1 不同施肥处理下的油麦菜产量 |
| 3.1.2 不同施肥处理下油麦菜硝酸盐的积累 |
| 3.2 讨论 |
| 3.2.1 主要叶菜类氮磷耐受性特点 |
| 3.2.2 叶菜类硝酸盐含量与氮磷投入的协调 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 土壤养分分布及其迁移格局 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 不同施肥处理土壤养分的分布特征 |
| 4.1.2 植株氮磷吸收特征 |
| 4.1.3 土壤氮磷积累特征 |
| 4.1.4 土壤氮磷损失特征 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 叶菜类作物氮磷迁移格局 |
| 4.2.2 氮磷迁移的经济效益与环境影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 结论和建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 主要参考文献 |
| 致谢 |
（10）农业面源污染实证分析与政策选择（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 导论 |
| 1.1 问题的提出 |
| 1.2 研究的理论与现实意义 |
| 1.3 研究的目的与地域范围界定 |
| 1.4 研究方法、技术路线与主要内容 |
| 1.5 可能的创新点与不足之处 |
| 第2章 相关理论研究综述 |
| 2.1 农业面源污染及其外部性 |
| 2.1.1 农业面源污染涵义及其特点 |
| 2.1.2 农业面源污染的外部性 |
| 2.1.3 农业面源污染的“公共地悲剧” |
| 2.2 市场失灵与政府失灵 |
| 2.2.1 市场失灵 |
| 2.2.2 政府失灵 |
| 2.3 农业面源污染控制对策研究综述 |
| 2.3.1 工程技术研究综述 |
| 2.3.2 非工程技术研究综述 |
| 2.4 可持续发展与农业可持续发展 |
| 第3章 鄱阳湖区农业面源污染现状与投入品环境经济分析 |
| 3.1 农业面源污染现状 |
| 3.1.1 化肥施用引起的农业面源污染现状 |
| 3.1.2 农药使用引起的农业面源污染现状 |
| 3.1.3 农用地膜使用引起的农业面源污染 |
| 3.2 农业投入品的环境经济分析 |
| 3.2.1 最优使用量 |
| 3.2.2 投入品的外部环境成本 |
| 3.2.3 农业投入品的边际机会成本 |
| 3.2.4 基于DEA 法的农业生产投入品使用效率的评价 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 农业面源污染与农业经济增长的相关性分析 |
| 4.1 经济发展与环境质量 |
| 4.1.1 经济发展与环境质量的“EKC”理论 |
| 4.1.2 农业经济发展阶段与农业面源污染特征 |
| 4.1.3 经济发展对农业面源污染的影响 |
| 4.1.4 鄱阳湖区主要经济发展特征与农业面源污染效应 |
| 4.2 经济发展与农业面源污染关系的实证检验 |
| 4.2.1 分析模型与数据来源 |
| 4.2.2 化肥、农药和农用薄膜与农业经济增长影响估计 |
| 4.2.3 对计量检验结果的分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 鄱阳湖区农户对农业面源污染的认知与行为调查分析 |
| 5.1 抽样调查 |
| 5.1.1 调查方式与预调查 |
| 5.1.2 样本特征描述 |
| 5.2 鄱阳湖区农户对农业面源污染的认知程度 |
| 5.2.1 对农业面源污染概念的认知程度 |
| 5.2.2 农村主要环境因素变化及农户对农村环境的认知程度 |
| 5.2.3 农户在生产中对农业面源污染的认知 |
| 5.2.4 农户对农业面源污染后果的认知 |
| 5.3 基于CVM 法鄱阳湖区农户对农业面源污染治理的支付意愿分析 |
| 5.3.1 意愿调查评估方法的选择 |
| 5.3.2 意愿调查法的经济学原理 |
| 5.3.3 CVM 问卷设计 |
| 5.3.4 调查结果分析 |
| 5.3.5 本节简要结论 |
| 5.4 鄱阳湖区农户经营行为及其对面源污染的影响与效应 |
| 5.4.1 农户经营行为的影响因素 |
| 5.4.2 农户经营行为对农业面源污染效应的经济计量分析 |
| 5.4.3 农户经营行为的启示 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 农业面源污染利益相关者分析 |
| 6.1 利益相关者研究简要述评 |
| 6.2 农业面源污染利益相关者及其构成 |
| 6.2.1 农业面源污染利益相关者 |
| 6.2.2 利益相关者的角色定位 |
| 6.2.3 利益相关者的特征 |
| 6.3 利益相关者的权利—利益分析 |
| 6.4 利益相关者的行为博弈分析 |
| 6.4.1 农户间行为——公共地悲剧 |
| 6.4.2 农户与政府——监督博弈 |
| 6.4.3 企业与政府和农户——委托-代理机制 |
| 6.4.4 政府与农户——有限次的重复博弈 |
| 6.4.5 中央政府与地方政府——完全信息动态博弈 |
| 6.4.6 农户参与农业面源污染的治理——公共物品的私人自愿供给 |
| 6.4.7 农村环境保护中的农户群体行为——羊群效应 |
| 6.5 利益相关者共同参与治理农业面源污染组织的构建 |
| 6.5.1 以政府为主导 |
| 6.5.2 以生态补偿为载体 |
| 6.5.3 以生产者为主体 |
| 6.5.4 以技术研发推广为驱动 |
| 6.5.5 促进共同参与 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 防治农业面源污染的国际经验及其借鉴 |
| 7.1 防治农业面源污染的主要政策工具 |
| 7.2 各国防治面源污染的法律、法规 |
| 7.2.1 美国关于面源污染防治的法律与法规 |
| 7.2.2 欧盟防治面源污染的法律与法规 |
| 7.2.3 日本有关防治面源污染的法律与法规 |
| 7.2.4 澳大利亚控制农业面源污染的环境管理系统 |
| 7.2.5 越南控制面源污染的措施 |
| 7.3 各国防治农业面源污染的激励政策与技术措施 |
| 7.3.1 控制面源污染的基本原则与政策环境 |
| 7.3.2 发达国家控制农业面源污染的核心技术和主要模式 |
| 7.4 国外控制农业面源污染的经验借鉴 |
| 7.4.1 实行分类治理和监测 |
| 7.4.2 树立流域管理理念 |
| 7.4.3 建立健全相关政策法规 |
| 7.4.4 健全绿箱政策 |
| 7.4.5 加强农业面源污染防治技术体系建设 |
| 7.4.6 加强减污技术培训及推广 |
| 7.5 本章小结 |
| 第8章 我国农业面源污染政策分析与对策 |
| 8.1 我国环境政策现状 |
| 8.1.1 我国环境政策方针与原则 |
| 8.1.2 我国环境政策的演变 |
| 8.2 我国农业面源污染的管理政策 |
| 8.2.1 我国农业面源污染管理制度的演变 |
| 8.2.2 我国农业面源污染管理政策的演变 |
| 8.3 我国农业面源污染管理政策存在的问题 |
| 8.3.1 缺乏限定性农业生产技术标准 |
| 8.3.2 缺少针对农业面源污染防治的环境政策 |
| 8.3.3 相关规定可操作性不强 |
| 8.3.4 责任追究制度的不完善 |
| 8.4 防治农业面源污染的政策建议 |
| 8.4.1 建立限定性农业生产技术标准 |
| 8.4.2 完善环境管理制度 |
| 8.4.3 建立流域管理机制 |
| 8.4.4 完善农业面源污染防治的社会参与机制 |
| 8.5 本章小结 |
| 第9章 控制农业面源污染的系统分析与对策 |
| 9.1 农业面源污染的系统结构分析 |
| 9.1.1 系统理论基础 |
| 9.1.2 农业面源污染系统观 |
| 9.1.3 农业面源污染的系统结构分析 |
| 9.2 农业面源污染的前馈与反馈复合控制系统 |
| 9.2.1 面源污染预测与服务子系统及其运行保障 |
| 9.2.2 面源污染决策控制子系统及其运行 |
| 9.2.3 农业面源污染措施控制子系统及其内容 |
| 9.2.4 面源污染监测子系统、治理评价和污染残留量比较子系统的构建 |
| 9.2.5 外界干扰系统及经济手段分析 |
| 9.3 系统对策与建议 |
| 9.3.1 加强农村基础设施建设 |
| 9.3.2 多种渠道筹措建设资金 |
| 9.3.3 推广平衡配套施肥，减少化肥施用 |
| 9.3.4 实施生态农业工程技术 |
| 9.3.5 加强农村环境管理与监测 |
| 9.3.6 加强农民专业组织的建设 |
| 9.3.7 推广成熟的农药化肥使用技术，建立环境友好型农业技术体系 |
| 9.3.8 鼓励有机食品、绿色食品的消费，促进可持续农业的发展 |
| 9.3.9 加强宣传教育 |
| 9.4 本章小结 |
| 第10章 主要结论与展望 |
| 10.1 主要结论 |
| 10.2 展望 |
| 参考文献 |
| 详细摘要 |
四、滇池面源污染及其综合治理（论文参考文献）
- [1]湖南省农业面源污染治理绩效评价研究[D]. 尹亚亚. 中南林业科技大学, 2021
- [2]汉丰湖流域农业面源污染空间分异及对水质的影响研究[D]. 乔哲. 西南大学, 2019(01)
- [3]滇池COD特征及升高原因解析[D]. 杨枫. 中国环境科学研究院, 2017(02)
- [4]不同施肥管理对东北玉米连作地农业面源污染影响研究[D]. 焉莉. 吉林大学, 2016(08)
- [5]快速城市化背景下复杂面源污染负荷时空变化模拟[D]. 庄艳华. 武汉大学, 2013(07)
- [6]宝象河小流域径流污染物沉降特性与颗粒粒径分布特征研究[D]. 吕文龙. 云南大学, 2012(01)
- [7]基于湖泊流域水污染控制的农业产业结构优化研究 ——以云南洱海流域为例[D]. 龚琦. 华中农业大学, 2011(04)
- [8]大清河小流域城郊型面源污染现状与对策研究[J]. 袁晓燕,余志敏,施卫明. 环境科学与技术, 2010(09)
- [9]滇池流域油麦菜种植区氮磷分布、迁移格局与环境效应研究[D]. 章君果. 华东师范大学, 2010(03)
- [10]农业面源污染实证分析与政策选择[D]. 周早弘. 南京林业大学, 2009(01)