一、湖泊生态系统恢复关键理论与技术（论文文献综述）
李代魁[1]（2021）在《白洋淀蓝藻水华防控生态阈值研究》文中认为湖泊富营养化及其伴随产生的藻类水华是国内外普遍关注的重要环境问题。蓝藻水华是我国分布最广、发生频率最高的藻类水华类型。当前富营养化和蓝藻水华治理手段主要为控源截污、削减内源营养盐浓度等,然而实践表明通过控制营养物浓度限制藻类生长的治理方法普遍失灵。一些研究指出生物操纵技术能够更有效限制藻类的过度生长,该技术的核心目标是通过食物链下行效应限制藻类过度生长,其中浮游动物捕食是其中最受关注的一种下行效应。虽然众多文献分析了一些浮游动物物种与藻类生物量或密度之间的负相关性,但少有文献对二者之间的非线性关系,以及其他因素与二者的交互影响有做深入研究。白洋淀是华北平原最大的淡水湖泊,被称为“华北之肾”,但近几十年以来白洋淀经历了数次严重的干淀,加之上游工业废水和淀中村生活污水排入,白洋淀产生了严重的富营养化以及蓝藻水华问题。雄安新区设立后,白洋淀富营养化与蓝藻水华治理问题得到空前重视。本研究依据生态阈值的理论和方法,检测白洋淀浮游动物控藻阈值,并基于阈值提出蓝藻水华的预警方法,并通过分析其他主要干扰因素的交互影响,评估干扰对浮游动物控藻效果的影响,探讨白洋淀基于生物操纵技术防控蓝藻水华的有效途径。主要研究内容和结果如下:（1）开展了枝角类控藻阈值的检测分析。证实了枝角类与蓝藻具有最为显着的非线性关系,枝角类是控制蓝藻密度最有效的浮游动物功能群。得到白洋淀枝角类有效控制蓝藻密度的生态阈值约为9ind·L-1（枝角类）,即当枝角类密度大于9ind·L-1时,枝角类捕食作用可以将蓝藻密度稳定控制在较低水平。华北地区其他样点数据的分析结果验证了检测方法的有效性以及白洋淀检测结果的可靠性。（2）进行了白洋淀蓝藻水华爆发风险的预警分析。通过枝角类密度的空间插值分析,发现2019年白洋淀枝角类密度接近或低于阈值的水域集中分布在南部区域,因此当前白洋淀蓝藻水华防控工作重点区域是南部水域。（3）开展了底栖动物控藻阈值的检测分析。发现白洋淀椭圆萝卜螺（Radix swinhoei）与蓝藻密度之间存在明显的阈值,证实了野外生态系统中某些底栖动物对蓝藻的有效控制作用。得到椭圆萝卜螺控藻（蓝藻）阈值约为2ind·m-2（椭圆萝卜螺）。发现椭圆萝卜螺普遍存在时,枝角类对蓝藻的控制阈值关系似乎消失,因此本文认为在水质改善后,椭圆萝卜螺控藻阈值提供了另一种可能适合预警蓝藻水华爆发风险的途径。（4）分析了白洋淀椭圆萝卜螺、浮游动物、浮游植物之间食物网存在的可能性。发现椭圆萝卜螺与浮游动物不同类群之间存在不显着（P>0.05）的负相关性,同时结合散点分布特征表明白洋淀水生态系统中可能存在椭圆萝卜螺、枝角类、蓝藻的食物网。鉴于螺类对沉水植物的牧食作用,本文认为投放椭圆萝卜螺并不适宜作为控制蓝藻密度的有效途径。（5）分析了沉水植物、总磷、椭圆萝卜螺、温度对枝角类控藻效果的协同影响。协同影响分析结果显示,提高沉水植物生物量、降低总磷浓度、降低椭圆萝卜螺密度、更低的温度均会使能够有效控制蓝藻所需的枝角类密度减小,即促进枝角类对蓝藻的控制作用。（6）评估了以削减总磷浓度为主要目标的治理策略在白洋淀的应用潜力。评估结果显示,总磷浓度继续降低,对控藻的贡献十分有限。因此需要考虑基于强化浮游动物控藻作用的生物操纵技术在白洋淀富营养化治理和蓝藻水华防控管理中的应用。本研究确定了野外水生态系统中枝角类对蓝藻的控制阈值,提出了一种有效预警蓝藻水华爆发风险的方法。椭圆萝卜螺与浮游动物、浮游植物之间的数量分析结果为丰富和全面理解水生态系统食物网提供新的证据。干扰对目标压力-响应关系的协同效应分析为理解系统复杂关系和动态提供了依据,并为富营养化和蓝藻水华有效管理对策的提出提供了科学参考。
刘寒[2]（2021）在《沉水植物适应富营养化湖泊弱光环境的生理生态学机制》文中研究指明富营养化导致的水下弱光环境威胁到沉水植物的生存。在富营养化浅水湖泊中,水体中的各种物质对红蓝光波谱吸收和散射作用较大,入射光在水体传播过程中,光强和光质均发生显着改变,直接影响沉水植物的生长、繁殖与分布格局。沉水植物作为水生生态系统中的重要初级生产者,其反过来又可影响生态服务功能。本论文通过调查长江中下游19个浅水湖泊中水下光环境状况和沉水植物的生长分布特征,分析了水下光环境的影响因子、水下光环境对沉水植物生长分布的影响以及沉水植物对水下光环境的反馈作用;并通过长江中下游湖泊常见沉水植物对不同光质生理响应的室内受控实验,阐明并揭示长江中下游富营养化湖泊中沉水植物对水下弱光环境的生理生态学适应机制。主要研究结果表明:（1）富营养化湖泊中水体的总氮、总磷、总悬浮颗粒物和叶绿素含量是影响水下光环境的关键环境因子。在调查的19个长江中下游湖泊中,水下光谱在蓝光波段衰减最强烈,其次是绿光和红光波段。低透明度湖泊中,蓝光衰减速率比红光衰减速率更快,红蓝光比值（Red/Blue）随水深（WD）呈指数增加(Red/Blue=0.5974?0.3596（2）,R2=0.9913。结构方程模型分析结果表明,总氮（WTN）、总磷（WTP）浓度的升高,不会直接影响水下光环境（Estimates=-0.033,p>0.05）,但是会导致水体中悬浮物质（TSS,WChl a）的升高（Estimates=0.801,p<0.01）,使水体透明度(SD,Zeu/WD)降低（Estimates=-1.518,p<0.001）,进而导致了水下光环境的恶化（即Kd和Red/Blue值增加,Estimates=-0.918,p<0.001）。（2）水下光环境能够影响沉水植物的生长分布。水下光环境（Kd、Red/Blue）对沉水植物化学计量性状（植物总碳（PTC）、总氮（PTN）、总磷（PTP）、氮磷比（N/P））、光合性状（叶绿素a、叶绿素a/b、Fv/Fm、alpha、ETRmax）无显着影响（p>0.05）,水下光环境的恶化但是会导致形态性状（叶面积（LA）、叶干重（LDW））减小（Estimates=-0.261,p<0.001）。进而导致沉水植物物种丰富度的降低（Estimates=0.18,p<0.01）,水下光环境还对物种丰富度存在直接效应（Estimates=-0.533,p<0.001）。（3）富营养化湖泊中沉水植物对水下光环境存在正反馈。本研究发现,沉水植物分布区域的总氮（WTN）、总磷（WTP）和叶绿素（WChl a）浓度显着低于无沉水植物分布的区域（p<0.05）,与2种以下沉水植物分布区域相比,当沉水植物物种数达到3种及3种以上时,水体透明度（SD）显着增加（p<0.05）、光衰减系数（Kd）显着减小（p<0.05）。不同类型沉水植物对水体正反馈效果也有影响。莲座型沉水植物分布区域的对水下光环境条件显着优于冠层型沉水植物分布的区域(Kd更小,Zeu/WD更大,p<0.05);从叶型来看,扁平叶型沉水植物分布区域的光环境条件显着优于针叶型沉水植物(TSS、WChl a、Red/Blue、Kd更小,SD、Zeu/WD更大,p<0.01),且扁平叶型沉水植物分布深度（WD）浅于针叶型沉水植物（p<0.001）。（4）黑藻（Hydrilla verticillata）和苦草（V.natans）的形态性状、生物量、株高、分蘖数在不同光质条件下,表现出显着差异。在不同红蓝光比例LED灯培养下,黑藻（H.verticillata）和苦草（V.natans）化学计量性状（TC、TN、TP、C/N、C/P、N/P）和光合性状（Chl a、Chl b、Chl a/b、Fv/Fm、alpha、ETRmax）均无显着差异（p<0.05）;随着红光比例的增加,黑藻（H.verticillata）和苦草（V.natans）的的叶面积（LA）、叶干重（LDW）显着减小（p<0.05）。黑藻（H.verticillata）和苦草（V.natans）在不同红蓝光比例下表现出相同的生存策略。随红光比例的增加,株高（Height）显着降低（p<0.05）,分蘖（Tiller）和生物量（Biomass）显着增加（p<0.05）。
李燕然[3]（2021）在《山东省典型湖泊湿地生态系统服务价值和浮游植物生物多样性变化研究》文中研究表明人类对生态系统的开发和对其土地覆盖类型的转变造成了生物多样性的丧失和生态系统服务功能退化等问题,从而导致生态系统为人类提供的福祉减少。因此,各国正在联合起来努力应对生态系统退化和生物多样性丧失等,例如联合国环境规划署发起《生物多样性公约》、《千年发展目标》等。我国先后实施了《国家湿地保护计划》、退耕还湿计划、湿地生态补偿试点项目和生态红线等湿地保护和恢复政策。为了探究生态恢复对湖泊湿地生态系服务的影响,研究选取了两个山东省典型生态恢复湖泊,分析讨论其生态系统恢复过程中生态系统服务价值变化和各服务功能之间的权衡变化,为后续湖泊湿地恢复和科学管理等提供经验和建议。此外,浮游植物是湖泊生态系统的重要初级生产力,直接影响湖泊湿地生态系统的地球化学循环过程;浮游植物对水质、水动力条件等变化具有快速响应能力。湖泊湿地生态系统恢复过程中,生态系统环境变化直接影响浮游植物群落,并通过浮游植物直接或间接影响浮游动物和鱼类等变化,进而影响整个生态系统的生物多样性以及生态功能。所以本论文进一步研究了湖泊湿地恢复过程中环境变化对浮游植物生物多样性的影响,分析湖泊湿地恢复过程中浮游植物群落动态变化、对环境变化的响应和生物多样性季节变化规律等,为湖泊健康管理和预防水华等提供理论支持。南四湖和马踏湖是山东省典型的淡水湖泊,先后列入国家湖泊生态环境保护试点,而且都经历了湖泊退化、生态修复和水质改善等过程,两个湖泊各自有独特的湖泊湿地修复特点。马踏湖湖泊退化和恢复过程中土地利用历史变化明显,南四湖在生态修复过程中水质明显改善且浮游植物生物多样性更高,通过前期调查选定针对不同湖泊的研究重点。马踏湖着重讨论了其在湖泊退化和恢复过程中土地利用变化、生态系统服务变化及内在权衡关系;南四湖着重研究了其环境变化过程中,尤其是水质改善和南水北调工程通水,对浮游植物群落和生物多样性的影响。本研究通过从马踏湖和南四湖在湖泊退化和恢复过程中的土地利用类型变化出发,分析了退化和恢复过程中生态系统服务价值变化以及其相互关系。1984-2015年间,马踏湖研究区土地利用类型发生了显着变化,其中主要转变发生在水域和湿地之间,生态系统服务价值呈现先减少后增加的趋势。2001-2017年,南四湖的土地利用变化主要发生在耕地、林地、水域和湿地之间,其生态系统服务价值先增加后有减少趋势。通过分析土地利用和生态系统服务价值变化,发现在生态系统退化和恢复过程中,生态系统服务价值变化恢复过程慢于土地覆被变化过程,也就是说土地利用变化与生态系统服务价值变化之间存在时滞。生态系统服务功能变化主要表现在供给和调节服务功能之间。生物多样性保护功能受到多种因素的影响,更需要从整体角度考虑对其的保护和对该功能的恢复评价。不同生态服务之间具有此消彼长的权衡关系,提升食物生产服务功能带来的粮食增产最终会损害其他服务功能,以获取粮食或原材料为目的的土地利用长期改变会造成总生态系统服务价值降低,生态系统恢复或保护过程中应该更加关注生物多样性价值和总价值的变化。为了进一步探究在湿地修复过程中生物多样性的变化,本研究选取了南四湖的浮游植物作为研究对象,调查共鉴定南四湖8门78属共153种浮游植物（含变种）,分析发现浮游植物群落的多样性变化具有周期性。2013年南四湖南水北调工程通水干扰了浮游植物多样性周期循环,且Shannon-Wiener多样性、Pielou均匀性和Simpson优势度有所降低。在夏季和秋季,南四湖主要优势种为尖针杆藻（硅藻门）、纤细新月藻（绿藻门）、四尾栅藻（绿藻门）。此外,研究发现夏季浮游植物的组成分布更趋分散,夏季浮游植物的生长繁殖环境更为舒适,群落组成更丰富。冗余分析结果发现不同分类单元的浮游植物群落变化的主要驱动因子不同,其中总体上影响浮游植物群落的是总磷、氮磷比和高锰酸钾指数。氮磷比与绿藻门和蓝藻门各藻类密度呈显着负相关,但是高锰酸钾指数对蓝藻门和绿藻门各藻类的影响存在不同分类单元之间的差异。此外总氮对蓝藻门大多数也有显着负影响。溶解氧、酸碱度与大部分硅藻门藻类密度呈现负相关关系,透明度对硅藻门不同种类的影响有所不同。酸碱度与多数黄藻门、裸藻门的藻类密度呈负相关。确定不同分类单元的浮游植物对环境变量的不同响应,理论上有助于预测水华和更有针对性的管理监测水生态健康。通过选取水华较易发生的春夏季,进一步研究了南四湖浮游植物春夏的季节动态,分析了浮游植物生物多样性指数之间的季节指示性。从春季到夏季,南四湖浮游植物的丰度变化明显高于其他指标。夏季浮游植物优势种减少,在夏季浮游植物之间存在较强的竞争关系。通过对浮游植物生物多样性季节指示性研究发现,春季Shannon-Wiener多样性与夏季物种丰富度正相关,与丰度不相关。虽然Shannon-Wiener和Simpson多样性对浮游植物群落结构的预测能力在夏季会下降,但是二者可以结合优势度作为预测因子,通过针对性物种优势度和整体群落多样性计算,可以分析有害藻华发生的可能性,进而采取有针对性的管理水质响应环境因子,调控浮游植物的群落结构,预防有害藻华。丰富度与均匀度之间没有显着的相关关系,说明在生物多样性的季节变化中,这两个指标是相互独立的。Shannon-Wiener指数比Simpson多样性指数更能说明季节演替期间多样性指数之间的相互影响。综上,本研究通过对生态系统服务价值及权衡关系的研究分析,发现不同生态服务之间具有此消彼长的权衡关系,提升食物生产服务功能带来的粮食增产最终会损害其他服务功能,因此,生态恢复中应该更加关注生物多样性价值和总价值的变化;通过分析各门浮游植物对环境因素的响应机制,发现了环境因子对不同分类单元的浮游植物影响机制不同,由此可以着重分类管理湖泊水质和监测水质变化;通过研究浮游植物物多样性指数的季节指示性,发现湖泊管理中,应该注重对浮游植物生物多样性的监测,可以通过对浮游植物的多样性指数（Shannon-Wiener和Simpson多样性）和可能引起有害藻华的相关物种的优势度分析,提前调控水质等环境因子,降低有害藻华发生的可能性,维护湖泊生态系统平衡和健康。本研究有助于理解湖泊生态恢复中的生态功能和浮游植物的变化,对湖泊生态系统的科学管理具有重要意义。
沈旭舟[4]（2020）在《基于稳态理论的洞庭湖水体富营养化主控因素及其稳态转换阈值研究》文中指出洞庭湖作为我国第二大通江湖泊,对长江中下游地区社会、经济发展具有举足轻重的作用。一方面水利设施兴建、围堰等造成水环境容量减少,另一方面流域内工农业的发展和城镇化进程导致污水排放量剧增,导致洞庭湖水体富营养化程度逐年升高、水华现象频发和水生植被退化等一系列水环境问题。如何有效识别洞庭湖水体富营养化成因并提出适用于洞庭湖的控制阈值已成为当前洞庭湖水环境保护的重点。考虑到洞庭湖水环境特征存在显着的时空异质性,不同水文期、不同湖区水体富营养化特征、影响因素及其作用阈值尚未明晰。本文通过2018年至2019年洞庭湖水文、水质和水生态野外监测数据,利用相关数理统计分析手段,系统分析了洞庭湖不同时空下水体富营养化特征及其主要影响因素;利用“稳态理论”和频数分布法验证了洞庭湖生态系统多稳态的存在性,明确了洞庭湖“草-藻”稳态的时空分布特征及其主要影响因素;选取沉水植物生长关键期和稳态转换关键湖区分析了洞庭湖“草-藻”稳态转换作用阈值。研究得到主要结果包括:（1）东洞庭湖水系连通性指标显着低于长江三口、南部四水、西洞庭湖和南洞庭湖,结合水动力特征,可将东洞庭湖划分为一类,其余四个湖区划分为第二类;根据水文情势变化特征,可将洞庭湖在时间上划分为四个具有显着差异的水文期,枯水期（12-3月）、涨水期（4-6月）、丰水期（7-9月）和退水期（10-11月）;洞庭湖水体富营养化程度在时间上表现为枯水期>退水期>丰水期>涨水期;不同区域水体富营养化程度变化特征存在明显差异,长江三口水体富营养化程度丰水期和退水期大于枯水期和涨水期;南部四水、西洞庭湖、南洞庭湖和东洞庭湖富营养化程度呈现枯水期和退水期大于涨水期和丰水期。就空间分布规律而言,总氮（TN）、总磷（TP）和透明度（SD）在涨水期和丰水期与综合营养状态指数一致,高锰酸盐指数(CODMn)在所有水文期与综合营养状态指数一致,叶绿素a（Chl-a）与综合营养状态指数一致性较差。水体流速与综合营养状态指数东洞庭湖、南洞庭湖和西洞庭湖具有较好的负相关性,在长江三口和南部四水相关性较差。（2）依据频数分布法,验证了洞庭湖水生态系统多稳态在空间上的存在性,采用“空间换时间”方式探明洞庭湖“草-藻”稳态分布特征,具体分布结果如下:（1）枯水期长江三口和南洞庭湖基本处于过渡态,南部四水和西洞庭湖草型稳态和过渡态两者皆有,东洞庭湖处于藻型稳态;（2）涨水期和丰水期长江三口和南部四水处于草型稳态,西洞庭湖和南洞庭湖多处于过渡态,东洞庭湖存在过渡态和藻型稳态;（3）退水期长江三口和南洞庭湖生态系统以过渡态为主,南部四水和西洞庭湖主要为草型稳态,东洞庭湖为藻型稳态。（3）沉水植物关键生长期和稳态转换关键区域加密监测分析结果表明:总磷是影响东洞庭湖浮游藻类、沉水植物生物量的主要因素。东洞庭湖水生态系统由草型稳态向藻型稳态跃迁总磷阈值为0.07mg/L,藻型浊水稳态转变为草型清水稳态总磷阈值为0.046mg/L。可通过控制水体总磷浓度在0.07mg/L以下,来维持生态系统处于草型稳态,通过将总磷浓度削减至0.046mg/L以下来恢复水生植被,推动生态系统从藻型稳态转变为草型稳态。长江三口、南部四水、西洞庭湖和南洞庭湖区域整体富营养化水平虽然较高,但由于水动力条件限制,水生态系统总体较好,处于草型稳态和过渡态,保持现有水动力环境即可维持现状。
张瑞[5]（2020）在《再生水补给型城市景观水体生态健康与修复工程效果评价体系构建与应用》文中进行了进一步梳理水资源紧缺严重制约了我国现代城市的快速发展。再生水的循环利用是有效解决城市水资源紧缺瓶颈问题的重要方法之一。将城市生活污水再生,作为景观水体的重要补给水源,其用量及其在景观水体补给中的比例逐年显着增高。然而,由于再生水水质的特性,大量补给进景观水体,势必带来城市景观水质和生态环境的变化。其对城市景观水体产生的水质、生态风险及水生态健康等影响正逐步受到人们的关注。因此,本文针对我国特大型城市景观水体的水生态健康及其采用的水生态修复工程,建立了有特色的评价指标体系并进行评估。首先,本文对再生水长期补给的城市景观河流开展跟踪监测,进行典型污染物（营养物、重金属、挥发性有机污染物（VOCs）、邻苯二甲酸脂类（PAEs）、多环芳烃（PAHs）和多氯联苯（PCBs））的识别及生态环境风险评估。研究结果表明,再生水长期补给城市景观河流存在TN、TP、Pb和VOCs的超标情况。其中,重金属、VOCs和PCBs表现出较高的生态环境风险。其次,本文采用层次分析法原理构建了再生水补给型城市景观水体水生态健康评价体系,包含3个层次、6个准则、15项指标,着重反映了城市景观水体再生水补给型、生态环境风险及社会景观服务功能等三个方面特色。采用该评价体系对长期再生水补给的北京市南护城河的水生态健康进行了评价。满分5分情况下,该水系得分3.52,水生态健康等级为“较健康”。生物多样性和生态风险是显着影响南护城河水生态健康水平的重要原因。其中,底栖动物多样性指数与水生植物覆盖度的不足,形成较差的河流底部生境,不利于生物群落生长繁衍;重金属生态风险指数与有机物风险熵得分低,在极端状态下存在较高潜在生态风险。上述研究表明,本文所建立的水生态健康评价体系不仅能够准确反映出南护城河水生态健康状况,而且诊断长期再生水补给型城市景观水体中确实存在重金属、特征有机污染物和生物体系不完整带来的生态健康风险。最后,本文构建了城市景观水体水生态修复工程效果评价指标体系,包含4个层次、3个系统、7个准则、19项指标,重点体现了再生水补给、城市景观和社会影响功能需求等特色指标。采用该评价体系对再生水补给的北京陶然亭湖和土城沟河进行案例评价,在满分5分情况下得分为3.35与2.92,水生态修复工程修复效果等级分别为“良”与“一般”。评价结果表明,陶然亭湖水生态系统结构经修复工程的实施,恢复效果良好,但以藻类多样性与水生植物覆盖度主导的水生生物多样性依然需要改善。土城沟水生态系统结构基本恢复,但其水生生物体系不完整,生态亲和度差。此外,土城沟水生态修复工程的运行费用较高,经济负担较重。为进一步提升土城沟河景观及社会功能,需要通过生态修复工程进一步改善水质,构建亲水性强、和谐的景观效应。上述研究表明,该评价体系能够准确地的反映出评价对象所采用生态修复工程的效果,并诊断生态修复工程存在的问题,提出有效建议。本文构建的两个评价指标体系,对于提升北京市景观水体的水生态健康和水生态修复效果,改善水生态环境质量具有指导作用。对于再生水补给型城市景观水体的水生态健康、生态环境质量的改善,选择与优化生态修复工程具有借鉴作用。
郭思雅[6]（2020）在《基于食物网模型的生态修复及改善DO对底栖生态修复强化效果的研究》文中研究指明白洋淀——作为承载雄安新区的“水核心”,由于其独特的地理位置、丰富资源受到了国家的深度重视。为遏制白洋淀生态系统的退化,加速底栖生态的修复与重建是白洋淀湖泊改善的关键环节。基于白洋淀目前生态环境的背景下,在调研白洋淀藻类、浮游动物、底栖动物、沉水植物、鱼类现状的基础上,通过食物网模型研究了基于食物网模型的生态修复技术,通过实验室模拟实验,研究改善水环境因子DO对底栖生态修复强化效果的影响,提出了针对白洋淀的底栖生态修复策略。主要的研究内容和研究成果如下:（1）食物网结构和功能演变分析2018年3月、7月、11月对白洋淀湖泊水生生物群落进行现场调查,明确了白洋淀湖泊水生生物群落时间分布规律,结合文献调研结果,分析了 1980年、2010年、2018年白洋淀各生物群落的结构变化,研究了白洋淀湖泊生态系统演变趋势,结果表明,白洋淀湖泊生态系统物种多样性降低。利用Ecopath模型构建了 1980年、2010年、2018年三个时期白洋淀生态系统食物网模型,模拟结果表明1980年、2010年、2018年生态系统各营养级之间能量随营养级增大显着减小,整体呈现金字塔状;1980年比2010年白洋淀生态系统规模大,2018年生态系统规模比2010年高,且2018年白洋淀生态系统规模要高于1980年;2018年白洋淀生态系统比2010年能量利用高,比1980年能量利用低,仍有大部分能量未被充分利用;2018年白洋淀初级生产者中沉水植物较2010年增加10.77%,而1980年沉水植物远远高于其他年份,浮游藻类和底栖藻类生物量略有减少。从1980年到2010年,白洋淀生态规模缩小,2010年比1980年白洋淀湖泊成熟度和稳定性低,白洋淀湖泊先发生逆向演替,2018年比2010年成熟度和稳定性高,有顺向演替趋势,但仍未恢复到1980年水平。（2）利用食物网模型进行生态修复系统重建,通过科学合理的构建一个成熟稳定的食物网结构,确定影响白洋淀生态系统的关键性物种,通过模型调节关键性物种生物量,基于Ecopath模型计算白洋淀关键物种及其生态容量,基于2018年模型,计算得软体动物的最小和最大生态容量为2018年的0.691和1.355倍,肉食性鱼类最小和最大生态容量为2018年的0.881和1.588倍。（3）利用投加释氧材料实现改善上覆水DO达到底栖生态修复强化效果,发现释氧材料最佳投加量为2 kg/m2,DO在15d后基本稳定在3.18 mg/L且pH在8.32～8.96范围内,可以满足底栖生物生存,同时降低了上覆水体的NH4+-N、TP和PO43-浓度,且有效抑制CH4、CO2的排放;在沉积物表层投加释氧材料有助于水体DO的升高,抑制NH4+-N的释放且有利于磷的去除,对CH4、CO2气体释放的抑制性作用增强,释氧材料包裹于沉积物中抑制了 DO释放,有沉积物氮释放风险且对磷的吸附作用减弱,对CH4、CO2气体释放的抑制性作用低于在沉积物表层投加释氧材料组;随释氧材料的投加水体中DO升高,有利于螺生长,对金鱼藻高度、生物量增加促进作用显着,而释氧材料埋入沉积物中抑制DO释放,对螺和金鱼藻的生长发育的促进作用小于沉积物表层投加释氧材料。
赵琦[7]（2020）在《基于水生态恢复理念的城市湿地公园设计 ——以武汉中法生态城什湖湿地公园为例》文中研究表明随着中国的改革开放,中国的经济迅猛发展,城市化的进程不断加快。但与此同时,也导致湿地大量的被填埋或占用,城市湿地的水生态环境遭到破坏,水系网络被割裂,水质遭到污染,生物多样性减少,大量的景观消失,各种自然灾害频繁的发生。因此,重建城市湿地的生态系统,使湿地维持良好的生态功能,让城市重新焕发生机,就显得极其重要与必要了。城市湿地公园在保护城市湿地资源,改善城市环境质量,调蓄雨水,补充地下水,科普教育及为市民提供良好的娱乐场所等诸多方面都起着重要的作用。本论文通过对湿地、城市公园、城市湿地公园、生态恢复、水生态恢复相关概念的解读,结合水生态恢复的理论基础、技术方法和实践运用,对基于水生态恢复的城市湿地公园设计的可行性进行了探讨。并通过解析6个成功的湿地公园案例,在总结归纳各个案例特色基础上,提炼出基于水生态恢复的城市湿地公园设计可借鉴的设计策略和方法,最终提出基于水生态恢复的城市湿地公园的总体设计,包括设计目标、设计原则和设计策略。根据尊重自然、因地制宜、总体规划、人工适当干预、合理利用的规划原则以及相关目标,从分级分区规划、水系的恢复、水质的恢复、生物多样性的恢复以及水景观的营造5个方面提出了具体设计策略来实现水生态恢复,构建科普宣教、休闲娱乐、观光游憩、农业体验等多功能为一体的城市湿地公园。最后总结出基于生态恢复理念的城市湿地公园设计的一般规律与要点,希望为之后的城市湿地公园设计和建设提供参考。
周士园[8]（2020）在《基于情景模拟的煤炭资源型城市湿地景观生态安全评价与预警研究》文中认为湿地是城市绿色基础设施网络的重要组成部分,具有重要的生态功能,其景观演化对城市整体的生态安全格局有着重要影响。由于特殊的自然环境条件和经济、社会发展模式,黄淮东部地区煤炭资源型城市存在的一个共性环境问题即一方面城镇化发展和农业生产等人类活动造成大量自然湿地的丧失,另一方面地下矿产资源的开采造成大量采煤沉陷湿地的形成,致使湿地的构成结构和空间结构发生了剧烈的变化,威胁着湿地的景观生态安全并制约了城市的可持续发展。本文从优化湿地生态规划的视角出发,针对黄淮东部地区煤炭资源型城市湿地的景观生态安全问题,在融合景观生态学、湿地学和生态规划学理论与方法的基础上,提出了“动态模拟-景观生态安全评价-预警反馈”的研究框架,并以淮北市为例进行了深入剖析。研究首先利用1988年、2002年和2018年的遥感数据和地理信息系统（GIS）建立了湿地景观演化监测数据库,模拟了淮北从成长期、成熟期到衰退期湿地景观的动态变化过程。同时综合经济、社会、自然、区位和政策的空间统计数据,定量分析了30年间湿地景观演化的驱动机理。进而采用情景模拟的方法预测了2034年湿地景观格局在趋势发展情景、快速城镇化情景、农田恢复情景和湿地生态保护情景中的动态变化。在此基础上,综合评价了不同时期淮北湿地的景观生态安全水平。最后,研究构建了湿地景观生态安全预警机制并提出了相应的调控对策。论文的主要结论如下:第一,黄淮东部地区煤炭资源型城市湿地的景观演化过程具有显着的动态性和阶段性差异。整体上,30年间淮北湿地的面积呈持续增加的趋势,其中1988年至2002年增长最快。研究采用了强度分析模型和叠加分析法分析了湿地与其他地类的转化情况。结果表明,研究期间湿地的转化强度为活跃状态,与农用地、建设用地之间的相互转化规模最大,主要集中于矿区范围内。研究采用了质心函数模型、空间自相关性分析模型和景观格局指数分析了湿地的空间分布格局变化,结果发现淮北湿地的质心呈先向东北方向迁移,后向西南方向折回的摆动式变化,与资源开发的过程一致;同时自1988年至2018年湿地空间分布的聚集性特征更为明显;此外,湿地在区域景观中的优势度不断增加,但斑块的稳定性不断下降,破碎化程度加剧。第二,在自然因素和人为因素的驱动下,至2034年淮北湿地面积仍将保持增加的趋势,但不同发展情景中湿地的景观格局有显着的差异。研究通过Logistic回归分析模型,识别了30年间影响淮北湿地景观演化的主导驱动因子。经济-社会因素中地下资源开发、城镇化和农业复垦为关键驱动力,政策因素发挥了重要的限制性作用,自然因素中高程是重要的解释变量。在此基础上,采用CA-Markov模型对淮北湿地景观格局在不同土地利用情景中的变化进行预测,结果显示:湿地生态保护情景中湿地得到最大程度的保留,湿地率达到7.71%,高于趋势发展情景。在快速城镇化情景和农田恢复情景中湿地转化为建设用地和农用地的规模较大,因此湿地率小于趋势发展情景。第三,除快速城镇化情景外,淮北湿地景观生态安全水平呈持续改善的趋势。综合黄淮东部地区煤炭资源型城市湿地景观演化的特征,研究从压力、状态和响应三个方面构建了湿地景观生态安全评价模型,从而计算了淮北不同时期的湿地景观生态安全指数（LESI）,结果表明:2018年淮北湿地景观生态安全等级较2002年有所改善;趋势发展情景中淮北湿地景观生态安全水平将继续提高,但仍处于Ⅲ级预警等级;在湿地生态保护情景和农田恢复情景中湿地景观生态安全等级提高至Ⅱ级较安全等级,然而在快速城镇化情景中则呈恶化的趋势。局部地区湿地景观生态安全等级的变化在各情景中有所不同,因此在湿地生态规划中应进行差异化管理。第四,构建了湿地景观生态安全预警机制。结合当前国土空间规划变革的背景,研究提出了预警机制构建的目的、准则和主要作用。进而从预警触发、警情分析和预警反馈三个方面建立了预警机制的运作框架。预警反馈方面,研究从湿地保护专项规划和国土空间规划两个层面提出了整体调控策略;同时从斑块、节点和廊道三个层次提出了具体调控措施,包括湿地公园保护模式、小微湿地保护模式和低影响开发模式。本文通过对湿地景观演化的模拟预测和景观生态安全预警机制的建立,为完善黄淮东部地区煤炭资源型城市的湿地生态规划分析技术和规划体系提供了依据,具有重要的理论创新意义。同时,在当前深入推进生态文明建设的背景下,研究成果对于推进我国资源型城市生态修复具有重要的实践指导意义。论文选题源于国家自然科学基金（41671524）:煤炭资源型城市绿色基础设施时空演变规律及其优化模型研究。该论文有图88幅,表29个,参考文献222篇。
汪瑞[9]（2020）在《阿克苏河灌区植被及湖泊生态需水量估算与特征分析研究》文中研究表明长期以来,西北干旱地区水资源利用以工农业生产用水及生活用水为主,忽视了生态环境所需水量。阿克苏河灌区位于阿克苏河干流以西,是典型的干旱绿洲农业区,农业生产条件优越,灌溉农业十分发达,灌区农业用水量占灌区用水总量的98.22%,农业用水严重挤压生态用水,出现了植被退化、地下水位下降等环境问题。因此,合理界定灌区生态需水量及其时空分布特征,为灌区水资源合理配置和生态需水调度提供科学依据,对维持和改善灌区生态环境具有重要意义。本文以阿克苏河灌区为研究区,基于遥感影像数据、气象数据和地下水位数据,以ArcGIS软件为平台,分析灌区近二十年土地利用类型结构、艾西曼湖湖泊水域面积和地下水位时空变化过程和特征,基于此确定生态需水分类和组成对象,采用面积定额法、潜水蒸发法、植被蒸散发法和水量平衡法合理界定植被及湖泊生态需水量,并对现状年生态需水量的时空分布特征进行分析。主要结论如下:（1）1996-2018年,阿克苏河灌区土地利用类型变化整体上较为复杂。总体上,耕地、建设用地、其它土地面积增加,林地、草地、水域面积减少。耕地增加面积最大,以林地、草地和其它土地转入为主。林地面积减少幅度最大,主要转出为耕地、草地。草地面积变化较小,以林地和其它土地的转入为主,主要转出为耕地和其它土地。灌区土地利用类型的转化受人类活动的干扰较为强烈,耕地面积显着扩张,天然林地、草地呈现出退化的趋势,林地退化尤为严重。“十二五”以来,在阿克苏地区生态保护政策和生态修复工程的作用下,草地面积呈现恢复态势。（2）1996-2018年,艾西曼湖水域面积严重萎缩,水域面积由61.57km2萎缩至20.86 km2。艾西曼湖水域面积变化经历了快速下降、缓慢下降和缓慢恢复三个阶段。1996-2005年湖泊萎缩速度最快,湖泊变化强度为-6.57%;2005-2015年,湖泊萎缩速度减慢,湖泊变化强度为-1.11%;2015-2018年,湖泊水域面积有所恢复,但依然处于严重萎缩状态。艾西曼湖水域面积变化呈现出明显的空间分异,正南、西南、东南、正北方向变化最为剧烈,正北方向水域面积略有扩张,正南、西南和东南方向水域面积严重萎缩,其他方向变化较为缓慢。（3）2000-2018年,阿克苏河灌区地下水位呈现显着下降趋势,平均地下水埋深由2.56 m下降至3.80 m。灌区东南部、南部及中部地区地下水埋深较浅,水位变化幅度小,地下水位基本稳定;西部、北部地下水位较深,地下水位明显下降。地下水埋深空间差异显着,呈现东南浅西北深的空间分异。（4）阿克苏河灌区生态需水对象为天然绿洲生态系统中的植被和湖泊。计算得到阿克苏河灌区现状年植被生态需水量为3.441-4.012×108m3,湖泊最小生态需水量为0.225×108m3;恢复目标下植被生态需水量为4.838-5.724×108m3,湖泊最小生态需水量为0.666× 108m3。现状年生态需水量存在明显的时空分异特征,植被及湖泊生态需水量集中在4-9月,6-7月最高,季节上夏季>春季>秋季>冬季,春、夏季是灌区生态需水量缺口最大的季节;植被生态需水量高值区集中在灌区南部、西南部和东南部河流沿岸地区,河流沿岸0-2 km范围内植被生态需水量最为集中,且呈现出随着距河流距离增大而减少的趋势,各河流沿岸6 km范围内生态需水量依次为:喀什噶尔河>叶尔羌河>和田河>阿克苏河,艾西曼湖湖泊生态需水量集中在正北、西北、东南和西南方向。
陈洪森[10]（2020）在《基于PCLake模型的出入湖河口水生植物适宜生物量研究 ——以蠡湖-陆典桥浜为例》文中进行了进一步梳理蠡湖作为一个受人类污染严重的城市湖泊,湖泊和河口水域已开展大量水生植物恢复工程,水质得到明显改善。同时也存在一些副影响,例如水生植物种植密度的不合理、夏季部分植物爆发增长和冬季大量植物腐烂分解造成二次污染等现象。因此,科学管理水生植物生物量成为亟需解决的问题。本研究选择一典型河口蠡湖-陆典桥浜作为研究对象,开展了冬春季水生植物腐解实验,运用PCLake模型完成出入湖河口模型的构建,最终完成出入湖河口水生植物适宜生物量评估方法的研究,研究结果如下:（1）通过研究区的水生态系统调查,获取一些重要的河口生境因子,例如水质、水生植物、浮游生物、底栖生物、鸟类以及外源养分输入量等。（2）在河口水生植物腐烂分解实验研究方面,按河口水生植物生物量设置0%、20%、40%、60%、80%、100%共6个梯度开展,实验结果表明在泥-水-植物系统中,植物作为主要营养盐释放来源且主要释放到水体中,少量迁移至底泥。通过对比终末水体氮磷含量表明,当冬季收割去除80%生物量剩余20%生物量时,对维护河口水质具有最好效果。（3）基于河口生态系统的调查和衰亡实验结果,初步构建河口生态模型依次进行参数敏感性分析和校准,将模型运转800次,通过RMSE值判定实测监测值和模拟值的拟合程度,最终确定19个敏感性参数校准值。利用2018～2019年监测的水质、水生植物生物量和水体理化性质等数据对模型进行验证分析。在模型预测方面,结果表明现有沉水植物生物量低于模拟值,挺水植物生物量与模拟值拟合程度较高,因此,未来3年沉水植物生物量提高至215 g/m2左右,挺水植物生物量控制在1930 g/m2以下,此外在水生植物分布空间上也需进行优化,合理规划植物生长范围。在河口水质预测方面,水生植物恢复有利于降低水体营养盐含量,若使研究区达到Ⅲ类水以上,也应控制外源养分的直接输入且开展河道生境恢复的工程。
二、湖泊生态系统恢复关键理论与技术（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、湖泊生态系统恢复关键理论与技术（论文提纲范文）
（1）白洋淀蓝藻水华防控生态阈值研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 研究现状与进展 |
| 1.2.1 富营养化和蓝藻水华治理技术研究进展 |
| 1.2.2 生态阈值理论 |
| 1.2.3 生态阈值检测方法 |
| 1.2.4 浅水湖泊生态系统生态阈值国内外研究进展 |
| 1.2.5 白洋淀富营养化、蓝藻水华的生态阈值研究进展 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.4 拟解决的科学问题 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 研究区域及研究方法 |
| 2.1 白洋淀概况 |
| 2.2 布点与调查 |
| 2.2.1 样点设置 |
| 2.2.2 调查方法 |
| 2.3 数据处理与分析 |
| 第3章 浮游动物控藻阈值及蓝藻水华预警 |
| 3.1 华北地区的补充样点概况 |
| 3.2 华北地区浮游动物与浮游植物整体之间的数量关系 |
| 3.3 华北地区浮游动物整体与浮游植物各主要类群之间的数量关系 |
| 3.4 华北地区浮游动物各类群与蓝藻之间的数量关系 |
| 3.5 白洋淀枝角类与蓝藻的阈值 |
| 3.6 白洋淀蓝藻水华爆发的预警信号 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 底栖动物控藻阈值分析 |
| 4.1 底栖动物与浮游植物整体之间的数量关系 |
| 4.2 底栖动物整体与浮游植物各主要类群之间的数量关系 |
| 4.3 底栖动物不同种类与蓝藻之间的数量关系 |
| 4.4 椭圆萝卜螺与浮游动物各类群之间的数量关系 |
| 4.4.1 白洋淀椭圆萝卜螺与浮游动物的数量关系 |
| 4.4.2 白洋淀椭圆萝卜螺、浮游动物、浮游植物的食物网关系 |
| 4.5 白洋淀椭圆萝卜螺对蓝藻水华爆发风险的预警 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 生态阈值干扰分析及蓝藻水华防控对策 |
| 5.1 白洋淀温度、枝角类、蓝藻的数量关系 |
| 5.2 白洋淀沉水植物、枝角类与蓝藻的数量关系 |
| 5.3 白洋淀枝角类、总磷与蓝藻的数量关系 |
| 5.3.1 白洋淀枝角类、总磷与蓝藻的数量关系 |
| 5.3.2 增加济南样点数据后枝角类、总磷与蓝藻的数量关系 |
| 5.3.3 总磷与蓝藻密度的数量关系 |
| 5.4 白洋淀椭圆萝卜螺、枝角类与蓝藻的数量关系 |
| 5.5 白洋淀蓝藻水华防控中的协同作用 |
| 5.5.1 白洋淀温度-枝角类-蓝藻数量模型 |
| 5.5.2 白洋淀沉水植物-枝角类-蓝藻数量模型 |
| 5.5.3 白洋淀总磷-枝角类-蓝藻数量模型 |
| 5.5.4 滤食性鱼类及椭圆萝卜螺对枝角类-蓝藻关系的干扰 |
| 5.5.5 扰动因素对系统弹性的影响 |
| 5.6 白洋淀蓝藻水华防控现状分析 |
| 5.6.1 白洋淀通过削减总磷浓度防控蓝藻水华的潜力 |
| 5.6.2 白洋淀通过增强枝角类控藻作用防控蓝藻水华的现实条件 |
| 5.7 白洋淀富营养化和蓝藻水华防控途径 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简介及攻读学位期间发表的学术论文及参与科研情况 |
（2）沉水植物适应富营养化湖泊弱光环境的生理生态学机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 湖泊富营养化与沉水植被演变 |
| 1.1.1 湖泊富营养化 |
| 1.1.2 富营养化湖泊沉水植被演变 |
| 1.1.3 影响沉水植被的主要因素 |
| 1.2 富营养化对湖泊水体光环境的影响 |
| 1.2.1 影响水体光环境的主要因素 |
| 1.2.2 富营养化水体光衰减特征 |
| 1.3 沉水植被对光环境改变的响应与适应 |
| 1.3.1 光强对植物生长发育的影响 |
| 1.3.2 光质对植物生长发育的影响 |
| 1.3.3 水生植物对光环境改变的适应策略 |
| 1.4 本论文研究设计 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 关键科学问题 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 1.4.5 研究意义 |
| 第2章 长江中下游富营养化湖泊的水下光环境特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究湖泊 |
| 2.2.2 水环境因子的测定 |
| 2.2.3 水体富营养化分级评价 |
| 2.2.4 水下光环境的测定 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 长江中下游湖泊湖沼学特性及优势沉水植物分布 |
| 2.3.2 湖泊富营养化指数 |
| 2.3.3 水下光环境特征 |
| 2.3.4 水下光环境的影响因子 |
| 2.3.5 水体环境因子与水下光环境多元回归分析 |
| 2.3.6 水下光环境的影响因素—基于结构方程模型 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 低透明度水体蓝光衰减大于红光 |
| 2.4.2 水体环境因子对水下光环境的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 富营养化湖泊水下光环境对沉水植物群落的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 水体指标测定 |
| 3.2.2 沉水植物采集 |
| 3.2.3 叶绿素荧光参数、光合色素含量测定 |
| 3.2.4 形态性状测定 |
| 3.2.5 生理指标测定 |
| 3.2.6 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 水下光环境与沉水植物功能性状的线性关系 |
| 3.3.2 水体环境因子对沉水植物丰富度的影响 |
| 3.3.3 水下光环境—功能性状—丰富度结构方程模型 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 水下光环境对沉水植物功能性状的影响 |
| 3.4.2 水下光环境对物种丰富度的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 沉水植物群落对富营养化湖泊水体的正反馈作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 沉水植物采集 |
| 4.2.2 功能性状测定 |
| 4.2.3 水体环境指标测定 |
| 4.2.4 沉水植物分类 |
| 4.2.5 数据分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 物种丰富度和物种组合对水体环境的反馈作用 |
| 4.3.2 不同生长型沉水植物对水体环境的反馈作用 |
| 4.3.3 不同叶片形态沉水植物对水体环境的反馈作用 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 物种丰富度和物种组合对水体环境的反馈作用 |
| 4.4.2 不同叶片形态沉水植物对水体环境的反馈作用 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 不同光质对沉水植物功能性状的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验设计 |
| 5.2.2 实验步骤 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 光合色素含量 |
| 5.3.2 营养元素含量和化学计量特征 |
| 5.3.3 形态性状 |
| 5.3.4 生长策略 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 不同光质对沉水植物光合性状的影响 |
| 5.4.2 不同光质对沉水植物营养性状的影响 |
| 5.4.3 不同光质对沉水植物形态性状的影响 |
| 5.4.4 不同光质对沉水植物生长策略的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 本研究主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 研究项目及获奖情况 |
（3）山东省典型湖泊湿地生态系统服务价值和浮游植物生物多样性变化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 湖泊湿地和生态系统服务 |
| 1.1.1 湖泊湿地和湿地退化 |
| 1.1.2 生态系统服务 |
| 1.1.2.1 生态系统服务定义 |
| 1.1.2.2 生态系统服务的评估方法 |
| 1.1.2.3 生态系统服务价值评估研究进展 |
| 1.2 浮游植物及其生物多样性 |
| 1.2.1 浮游植物对水生态系统的重要意义 |
| 1.2.2 浮游植物与环境因子的响应关系 |
| 1.2.3 浮游植物生物多样性 |
| 1.2.4 湖泊浮游植物研究进展 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 第二章 研究区域与内容 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 南四湖流域区域概况 |
| 2.1.2 马踏湖流域区域概况 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 研究思路和技术路线 |
| 第三章 湖泊退化和恢复过程中生态系统服务价值变化及权衡关系 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.1.1 数据获取及来源 |
| 3.1.2 数据预处理 |
| 3.1.3 数据解译及分析 |
| 3.1.4 土地利用动态变化 |
| 3.1.5 生态系统服务价值计算 |
| 3.2 研究结果 |
| 3.2.1 马踏湖的土地利用变化及生态系统服务价值评估 |
| 3.2.1.1 土地利用变化 |
| 3.2.1.2 生态系统服务价值变化 |
| 3.2.1.3 相关性分析 |
| 3.2.2 南四湖的土地利用变化及生态系统服务价值评估 |
| 3.2.2.1 土地利用变化 |
| 3.2.2.2 生态系统服务价值变化 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 马踏湖生态系统服务价值变化以及相互作用 |
| 3.3.2 南四湖生态系统服务价值变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 浮游植物群落对水质变化的响应 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 采样点分布 |
| 4.1.2 样品采集及分析 |
| 4.1.3 数据处理及分析 |
| 4.1.3.1 多样性指数及优势度 |
| 4.1.3.2 数据统计及分析 |
| 4.2 研究结果 |
| 4.2.1 浮游植物群落结构变化 |
| 4.2.2 水质2011-2015年季节变化特征 |
| 4.2.3 浮游植物群落结构与环境因子相关性 |
| 4.3 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 浮游植物多样性季节变化 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 生物多样性指数 |
| 5.1.2 数据分析方法 |
| 5.2 研究结果 |
| 5.2.1 南四湖环境因子变化及浮游植物组成 |
| 5.2.2 生物多样性季节变化 |
| 5.2.3 生物多样性之间的季节指示 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论、创新点及展望 |
| 6.1 结论与建议 |
| 6.2 研究特色与创新点 |
| 6.3 不足和展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间的学术成果 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
| 附件 |
（4）基于稳态理论的洞庭湖水体富营养化主控因素及其稳态转换阈值研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和研究意义 |
| 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 水体富营养化防控研究现状 |
| 1.2.1.1 水体富营养化形成机制 |
| 1.2.1.2 水体富营养化防控机制 |
| 1.2.1.3 洞庭湖水体富营养化防控方案研究进展 |
| 1.2.2 稳态理论研究进展 |
| 1.2.2.1 稳态理论内涵 |
| 1.2.2.2 稳态转换驱动因子 |
| 1.2.2.3 稳态转换阈值与机制 |
| 1.2.3 目前存在问题 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究的主要内容 |
| 1.3.2 研究技术路线 |
| 第二章 研究区域概况与方法 |
| 2.1 洞庭湖概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气候、水文径流和水系连通特征 |
| 2.2 监测方法 |
| 2.2.1 样点布设 |
| 2.2.2 监测指标及频率 |
| 2.2.3 理化指标的测定 |
| 2.3 数据分析方法 |
| 2.3.1 浮游藻类干重 |
| 2.3.2 沉水植物和藻类干重比值 |
| 2.3.3 综合营养状态指数 |
| 2.3.4 水系连通性指数 |
| 第三章 洞庭湖水体富营养化时空分布特征及其影响因素 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 洞庭湖水文水动力变化特征 |
| 3.2.1 水位过程线变化过程 |
| 3.2.2 水体流速时空分布特征 |
| 3.2.3 水体深度时空分布特征 |
| 3.2.4 浊度时空分布特征 |
| 3.2.5 水系连通特征 |
| 3.3 水体富营养化时空分布特征 |
| 3.3.1 综合营养状态指数时空分布特征 |
| 3.3.2 氮营养盐时空分布特征 |
| 3.3.3 磷营养盐时空分布特征 |
| 3.3.4 叶绿素时空分布特征 |
| 3.3.5 高锰酸盐指数时空分布特征 |
| 3.3.6 水体透明度时空分布特征 |
| 3.4 洞庭湖水体富营养化影响因素分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 洞庭湖草、藻稳态特征及其影响因素分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 浮游植物干重时空演变特征 |
| 4.2.1 不同水文期浮游植物干重分布特征 |
| 4.2.2 不同空间浮游植物干重分布特征 |
| 4.3 沉水植物干重时空演变特征 |
| 4.3.1 不同水文期沉水植物干重分布特征 |
| 4.3.2 不同湖区沉水植物干重分布特征 |
| 4.4 洞庭湖生态系统多稳态现象验证 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 洞庭湖生态系统“草-藻”稳态转换驱动因素及其阈值研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 洞庭湖草-藻稳态转换驱动因子分析 |
| 5.3 洞庭湖草-藻稳态转换阈值分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论和展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）再生水补给型城市景观水体生态健康与修复工程效果评价体系构建与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 再生水景观回用现状与发展趋势 |
| 1.2.2 景观水体水生态系统健康评价研究进展 |
| 1.2.3 景观水体水生态修复工程评价研究进展 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容与技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究对象概况 |
| 2.1.1 水生态健康评价研究对象 |
| 2.1.2 水生态修复工程研究对象 |
| 2.2 实验所用药品和仪器 |
| 2.2.1 实验所用药品 |
| 2.2.2 实验所用仪器 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 采样方法及预处理 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.3.3 数据处理方法 |
| 2.3.4 指标评价方法 |
| 2.3.5 评价体系构建方法 |
| 3 再生水补给型城市景观水体水质现状与风险分析 |
| 3.1 河段水文概况 |
| 3.2 河段水质现状 |
| 3.2.1 河段常规水质概况 |
| 3.2.2 河段重金属分析 |
| 3.2.3 河段有机污染物分析 |
| 3.3 河段生态风险分析 |
| 3.3.1 河段重金属生态风险分析 |
| 3.3.2 河段有机物生态风险分析 |
| 3.4 河段浮游植物与底栖动物分析 |
| 3.4.1 浮游植物分析 |
| 3.4.2 底栖动物分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 再生水补给型城市景观水体水生态健康评价研究 |
| 4.1 评价指标体系构建 |
| 4.1.1 城市景观水体生态健康评价方法评述 |
| 4.1.2 再生水补给型城市景观水体水生态健康评价指标构建与数据获取 |
| 4.2 权重确定 |
| 4.2.1 专家打分确定权重 |
| 4.2.2 判断矩阵构造与解析 |
| 4.2.3 层次单排序及一致性检验 |
| 4.2.4 层次总排序及一致性检验 |
| 4.3 评价方法与结果分级 |
| 4.3.1 单一指标评价方法 |
| 4.3.2 评价体系计算方法 |
| 4.3.3 评价结果分级 |
| 4.4 北京南护城河水生态健康评价与诊断 |
| 4.4.1 评价数据获取 |
| 4.4.2 评价结果分析 |
| 4.4.3 案例水生态健康改善建议 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 再生水补给型城市景观水体水生态修复工程评价 |
| 5.1 再生水补给型景观河湖水生态修复工程案例分析 |
| 5.1.1 现有景观河湖水生态修复技术对比 |
| 5.1.2 龙潭湖水生态修复工程 |
| 5.1.3 陶然亭湖水生态修复工程 |
| 5.1.4 潮白河水生态修复工程 |
| 5.1.5 土城沟水生态修复工程 |
| 5.1.6 国内外城市河湖水生态修技术分析与建议 |
| 5.2 评价指标体系构建 |
| 5.2.1 城市景观水体水生态修复工程评价方法评述 |
| 5.2.2 再生水补给型城市景观水体水生态修复工程评价指标构建与数据获取 |
| 5.3 权重确定 |
| 5.3.1 专家打分确定权重 |
| 5.3.2 权重计算 |
| 5.4 评价方法与结果分级 |
| 5.4.1 单一指标评价方法 |
| 5.4.2 评价体系计算方法 |
| 5.4.3 评价结果分级 |
| 5.5 陶然亭湖水生态修复工程评价 |
| 5.5.1 评价数据获取 |
| 5.5.2 评价结果及分析 |
| 5.5.3 陶然亭湖水生态修复工程管理与升级改造建议 |
| 5.6 土城沟水生态修复工程评价 |
| 5.6.1 评价数据获取 |
| 5.6.2 评价结果与分析 |
| 5.6.3 土城沟水生态修复工程管理与升级改造建议 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 公众调查问卷 |
| 附录B 指标权重专家打分表 |
| 附录C 再生水补给型城市景观水体水生态健康评价体系指标权重专家打分结果汇总表 |
| 附录D 定性指标专家评价打分表 |
| 附录E 再生水补给型城市景观水体水生态修复工程评价体系指标权重专家打分结果汇总表 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 致谢 |
（6）基于食物网模型的生态修复及改善DO对底栖生态修复强化效果的研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 湖泊生态食物网模型研究 |
| 1.3 底栖生态修复技术的研究进展 |
| 1.3.1 基于食物网的底栖生态修复技术研究进展 |
| 1.3.2 基于环境因子的生态修复技术研究进展 |
| 1.4 研究内容及研究路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究路线 |
| 第二章 白洋淀淀区水生生物群落结构分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 现状调研方法 |
| 2.2 藻类结果分析 |
| 2.2.1 藻类数量分布 |
| 2.2.2 浮游藻类历史状况分布 |
| 2.3 浮游动物结果分析 |
| 2.3.1 浮游动物数量分布 |
| 2.3.2 浮游动物历史状况分布 |
| 2.4 底栖动物结果分析 |
| 2.4.1 底栖动物种类 |
| 2.4.2 底栖动物数量和生物量分布规律 |
| 2.4.3 底栖动物历史状况分布 |
| 2.5 水生植物分析 |
| 2.6 鱼类结果分析 |
| 2.7 小结 |
| 第三章 白洋淀淀区食物网特征及基于食物网模型的生态修复技术 |
| 3.1 Ecopath模型原理 |
| 3.2 建模思路及步骤 |
| 3.2.1 功能组划分 |
| 3.2.2 参数确定 |
| 3.2.3 模型平衡 |
| 3.3 白洋淀食物网结构 |
| 3.4 生物量和流量分布 |
| 3.5 生态系统物质循环 |
| 3.6 混合营养关系 |
| 3.7 生态系统总体参数 |
| 3.8 基于食物网的生态修复关键物种及生态容量 |
| 3.8.1 关键物种筛选 |
| 3.8.2 关键物种生态容量 |
| 3.8.3 基于食物网关键物种生态修复 |
| 3.9 本章小结 |
| 第四章 DO对底栖生态修复的强化效果 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 指标测定及数据处理 |
| 4.2.1 水质指标及温室气体测定 |
| 4.2.2 动植物指标测定 |
| 4.2.3 数据处理 |
| 4.3 DO对释氧材料投加量的响应及生态净化效果 |
| 4.3.1 释氧材料不同投加量对DO及pH变化的影响 |
| 4.3.2 不同释氧材料投加量下DO对上覆水水质影响 |
| 4.3.3 不同释氧材料投加量下DO对温室气体排放通量影响 |
| 4.4 DO对释氧材料投加方式的响应及生态净化效果 |
| 4.4.1 释氧材料不同投加方式对DO和pH变化的影响 |
| 4.4.2 不同释氧材料投加方式下DO对上覆水水质影响 |
| 4.4.3 不同释氧材料投加方式下DO对温室气体排放通量影响 |
| 4.5 释氧材料提高DO对动植物生长影响评估 |
| 4.5.1 释氧材料提高DO对沉水植物生长状况的影响 |
| 4.5.2 释氧材料提高DO对底栖动物生长情况的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表的学术论文及科研成果 |
| 作者和导师简介 |
| 附件 |
（7）基于水生态恢复理念的城市湿地公园设计 ——以武汉中法生态城什湖湿地公园为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 湿地水生态健康面临的巨大威胁 |
| 1.1.2 湿地价值的重新认识 |
| 1.1.3 城市湿地公园的兴起与问题 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.2.1 研究目标 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究综述 |
| 1.3.1 国外研究综述 |
| 1.3.2 国内研究综述 |
| 1.4 研究地区基本情况 |
| 1.4.1 研究区位 |
| 1.4.2 湿地水资源情况 |
| 1.4.3 湿地动植物资源 |
| 1.5 研究方法 |
| 1.5.1 文献研究法 |
| 1.5.2 案例研究法 |
| 1.5.3 实地调研法 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 2 相关的概念的解读 |
| 2.1 湿地 |
| 2.1.1 湿地的概念 |
| 2.1.2 湿地的特点 |
| 2.1.3 湿地的类型 |
| 2.1.4 湿地的价值 |
| 2.2 城市公园 |
| 2.2.1 城市公园的概念 |
| 2.2.2 城市公园的功能 |
| 2.3 城市湿地公园 |
| 2.3.1 城市湿地公园的概念 |
| 2.3.2 城市湿地公园的功能 |
| 2.3.3 城市湿地公园与城市水景公园的区别 |
| 2.4 生态恢复 |
| 2.5 水生态恢复 |
| 2.5.1 水生态恢复的概念 |
| 2.5.2 湿地水生态恢复的概念 |
| 2.5.3 湿地水生态恢复的内容 |
| 3 基于水生态恢复理念的湿地公园可行性研究 |
| 3.1 基于水生态恢复的湿地公园设计理论可行性 |
| 3.1.1 环境承载力理论 |
| 3.1.2 生态系统结构理论 |
| 3.1.3 生物群落演替理论 |
| 3.1.4 自我设计与人为设计理论 |
| 3.1.5 生态美学理论 |
| 3.2 基于水生态恢复的湿地公园设计技术 |
| 3.2.1 生态驳岸技术 |
| 3.2.2 人工湿地技术 |
| 3.2.3 人工生态浮岛技术 |
| 3.2.4 水生动物技术 |
| 3.2.5 生态拦截技术 |
| 3.2.6 水生植物净化技术 |
| 3.3 基于水生态恢复的湿地公园设计实践 |
| 3.3.1 水系梳理 |
| 3.3.2 水质净化 |
| 3.3.3 水生态的维护 |
| 3.3.4 水景观的打造 |
| 4 相关案例分析 |
| 4.1 绍兴镜湖国家城市湿地公园 |
| 4.1.1 案例概况 |
| 4.1.2 建设前的现状条件 |
| 4.1.3 功能分区 |
| 4.1.4 案例借鉴 |
| 4.2 杭州西溪湿地公园 |
| 4.2.1 案例概况 |
| 4.2.2 案例借鉴 |
| 4.3 成都活水公园 |
| 4.3.1 项目概况 |
| 4.3.2 总体设计 |
| 4.3.3 案例特色 |
| 4.3.4 案例小结 |
| 4.4 陕西渭柳城市湿地公园 |
| 4.4.1 案例概况 |
| 4.4.2 总体规划 |
| 4.4.3 案例借鉴 |
| 4.5 武汉东湖国家湿地公园 |
| 4.5.1 案例概况 |
| 4.5.2 案例借鉴 |
| 4.5.3 案例小结 |
| 4.6 伦敦湿地公园 |
| 4.6.1 案例概况 |
| 4.6.2 案例借鉴 |
| 4.7 小结 |
| 5 基于水生态恢复理念的城市湿地公园总体设计 |
| 5.1 基于水生态恢复理念的城市湿地公园总体设计目标 |
| 5.2 基于水生态恢复理念的城市湿地公园总体设计原则 |
| 5.2.1 尊重自然原则 |
| 5.2.2 因地制宜原则 |
| 5.2.3 总体规划原则 |
| 5.2.4 人工适当干预原则 |
| 5.2.5 合理利用原则 |
| 5.3 基于水生态恢复理念的城市湿地公园总体设计策略 |
| 5.3.1 分级分区规划策略 |
| 5.3.2 水系恢复策略 |
| 5.3.3 水质的恢复策略 |
| 5.3.4 生物多样性恢复策略 |
| 5.3.5 水景观营造策略 |
| 6 湖北武汉市中法生态城什湖湿地公园设计 |
| 6.1 项目背景 |
| 6.1.1 区位分析 |
| 6.1.2 自然条件 |
| 6.1.3 水文条件 |
| 6.1.4 周边交通 |
| 6.1.5 生物资源 |
| 6.1.6 上位规划 |
| 6.2 场地分析 |
| 6.2.1 现状用地分析 |
| 6.2.2 现状植被分析 |
| 6.2.3 现状交通分析 |
| 6.2.4 现状水文分析 |
| 6.2.5 现状问题总结 |
| 6.2.6 生态敏感性分析 |
| 6.3 愿景与策略 |
| 6.3.1 规划定位 |
| 6.3.2 规划目标 |
| 6.3.3 规划原则 |
| 6.3.4 规划策略 |
| 6.4 总体设计 |
| 6.4.1 总平面图 |
| 6.4.2 鸟瞰图 |
| 6.4.3 功能分区 |
| 6.4.4 景观结构 |
| 6.5 分区设计 |
| 6.5.1 管理服务区 |
| 6.5.2 生态游览区 |
| 6.5.3 湿地生态展示区 |
| 6.5.4 湿地核心保护区 |
| 6.6 专项设计 |
| 6.6.1 水生态恢复专项 |
| 6.6.2 竖向专项 |
| 6.6.3 栖息地规划 |
| 6.6.4 植物规划 |
| 6.6.5 道路设计 |
| 6.6.6 游线设计 |
| 6.6.7 服务设施规划 |
| 6.6.8 标识系统规划 |
| 6.6.9 照明规划 |
| 6.7 经济技术指标 |
| 7 结论 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获奖成果目录 |
| 致谢 |
| 附件 |
（8）基于情景模拟的煤炭资源型城市湿地景观生态安全评价与预警研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 1.3 国内外相关研究进展 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法与技术路线 |
| 2 黄淮东部地区煤炭资源型城市湿地景观特征 |
| 2.1 黄淮东部地区煤炭资源型城市湿地资源概况 |
| 2.2 黄淮东部地区煤炭资源型城市湿地的特征 |
| 2.3 黄淮东部地区煤炭资源型城市湿地景观演化的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 淮北湿地景观时空动态演化过程 |
| 3.1 淮北市概况 |
| 3.2 土地利用信息的提取 |
| 3.3 湿地时空动态转化过程 |
| 3.4 湿地空间分布格局演化过程 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 淮北湿地景观演化驱动力分析 |
| 4.1 湿地景观演化驱动因子的选取与处理 |
| 4.2 影响其他地类演化的驱动因子 |
| 4.3 湿地景观演化驱动力Logistic回归模型的建立 |
| 4.4 湿地景观演化驱动力Logistic回归结果与检验 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 多情境下湿地景观演化的空间模拟 |
| 5.1 CA-Markov模型的原理 |
| 5.2 趋势发展情景模拟 |
| 5.3 快速城镇化情景模拟 |
| 5.4 农田恢复情景模拟 |
| 5.5 湿地生态保护情景模拟 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 淮北湿地景观生态安全动态评价 |
| 6.1 湿地景观生态安全评价的基本内容 |
| 6.2 湿地景观生态安全评价指标体系构建 |
| 6.3 湿地景观生态安全评价模型构建 |
| 6.4 淮北湿地景观生态安全变化 |
| 6.5 淮北湿地景观生态安全的地区差异 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 湿地景观生态安全预警与调控 |
| 7.1 湿地景观生态安全预警内涵 |
| 7.2 湿地景观生态安全预警机制构建 |
| 7.3 湿地景观生态安全调控策略 |
| 7.4 湿地景观生态安全调控模式 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 研究主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（9）阿克苏河灌区植被及湖泊生态需水量估算与特征分析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状与进展 |
| 1.2.1 生态需水概念及内涵 |
| 1.2.2 生态需水计算方法 |
| 1.2.3 研究评述 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究方法与技术路线 |
| 2 研究区概况与资料 |
| 2.1 研究区自然环境概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 河流水文 |
| 2.1.4 气候条件 |
| 2.1.5 土壤植被 |
| 2.2 数据来源与处理 |
| 2.2.1 地下水埋深与气象数据 |
| 2.2.2 遥感数据 |
| 2.2.3 其他数据 |
| 3 阿克苏河灌区土地利用及地下水位时空变化过程和特征分析 |
| 3.1 阿克苏河灌区土地利用变化过程与特征分析 |
| 3.1.1 土地利用类型变化分析 |
| 3.1.2 艾西曼湖水域面积时空变化过程与特征分析 |
| 3.2 地下水位时空动态演变分析 |
| 3.2.1 地下水埋深时间演变分析 |
| 3.2.2 地下水埋深空间变化分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 阿克苏河灌区生态需水分类及计算方法 |
| 4.1 生态需水类型 |
| 4.1.1 干旱区生态需水常见分类 |
| 4.1.2 阿克苏河灌区生态需水类型及组成 |
| 4.2 生态需水计算方法 |
| 4.2.1 植被生态需水计算方法 |
| 4.2.2 湖泊生态需水计算方法 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 阿克苏河灌区生态需水量估算与时空分布特征分析 |
| 5.1 植被生态需水量计算 |
| 5.1.1 植被面积确定 |
| 5.1.2 参数确定与计算 |
| 5.1.3 植被生态需水量计算 |
| 5.1.4 计算结果对比分析 |
| 5.2 艾西曼湖生态需水量计算 |
| 5.2.1 湖泊面积确定 |
| 5.2.2 参数确定与计算 |
| 5.2.3 湖泊生态需水量计算 |
| 5.3 现状年生态需水量时空分布特征分析 |
| 5.3.1 生态需水量时间分布特征分析 |
| 5.3.2 生态需水量空间分布特征分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 可能存在的创新点 |
| 6.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）基于PCLake模型的出入湖河口水生植物适宜生物量研究 ——以蠡湖-陆典桥浜为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 科学问题 |
| 1.3 研究现状 |
| 1.3.1 水生植物生态修复技术的研究现状 |
| 1.3.2 水生植物生物量的评估方法 |
| 1.3.3 湖泊生态模型的研究现状 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 研究区域概况及调查 |
| 2.1 蠡湖概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气象及水文特征 |
| 2.1.3 水系特征 |
| 2.2 蠡湖出入湖河口概况 |
| 2.2.1 河口调查及筛选 |
| 2.2.2 陆典桥浜河口概况 |
| 2.3 水质调查与监测 |
| 2.3.1 样点布设及原理 |
| 2.3.2 外来养分输入调查 |
| 2.4 水生植物生物量的调查 |
| 2.4.1 水生植物调查方法 |
| 2.4.2 衰亡初期水生植物生物量调查 |
| 2.4.3 生长期水生植物生物量调查 |
| 2.5 浮游生物生物量的调查 |
| 2.5.1 样点布设 |
| 2.5.2 样品采集及处理 |
| 2.5.3 调查结果及分析 |
| 2.6 底栖生物生物量的调查 |
| 2.6.1 样点布设 |
| 2.6.2 样品采集及处理 |
| 2.6.3 调查结果及分析 |
| 2.7 鸟类生物量的调查 |
| 2.7.1 样点布设及方法 |
| 2.7.2 调查结果与分析 |
| 2.8 小结 |
| 3 水生植物衰亡期腐烂分解实验 |
| 3.1 实验设计及开展 |
| 3.2 实验样品分析及数据处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 水生植物形态变化和水温随时间的变化 |
| 3.3.2 上覆水体理化性质的变化 |
| 3.3.3 上覆水体CODMn和底泥w(TC)变化 |
| 3.3.4 上覆水体N及底泥w(TN)的变化 |
| 3.3.5 上覆水体ρ(TP)及底泥中w(TP)的变化 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 多种水生植物混合分解特点 |
| 3.4.2 生物量对腐烂分解的影响 |
| 3.4.3 环境因子对植物腐解的影响 |
| 3.5 小结 |
| 4 PCLake模型 |
| 4.1 模型原理 |
| 4.2 模型结构 |
| 4.2.1 .非生物和微生物过程 |
| 4.2.2 浮游植物 |
| 4.2.3 水生植物 |
| 4.2.4 食物网 |
| 4.2.5 湿地模块 |
| 4.3 小结 |
| 5 出入湖河口生态模型构建及应用 |
| 5.1 构建模型 |
| 5.2 初次模拟 |
| 5.3 敏感性分析和校准 |
| 5.3.1 参数敏感性分析 |
| 5.3.2 参数校准 |
| 5.4 模型验证 |
| 5.4.1 水质验证 |
| 5.4.2 水生植物生物量验证 |
| 5.5 模型应用 |
| 5.5.1 水生植物生物量变化 |
| 5.5.2 河口氮磷变化 |
| 5.6 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
四、湖泊生态系统恢复关键理论与技术（论文参考文献）
- [1]白洋淀蓝藻水华防控生态阈值研究[D]. 李代魁. 中国环境科学研究院, 2021(02)
- [2]沉水植物适应富营养化湖泊弱光环境的生理生态学机制[D]. 刘寒. 中国科学院大学(中国科学院武汉植物园), 2021(01)
- [3]山东省典型湖泊湿地生态系统服务价值和浮游植物生物多样性变化研究[D]. 李燕然. 山东大学, 2021(10)
- [4]基于稳态理论的洞庭湖水体富营养化主控因素及其稳态转换阈值研究[D]. 沈旭舟. 湖北工业大学, 2020(03)
- [5]再生水补给型城市景观水体生态健康与修复工程效果评价体系构建与应用[D]. 张瑞. 北京林业大学, 2020(01)
- [6]基于食物网模型的生态修复及改善DO对底栖生态修复强化效果的研究[D]. 郭思雅. 北京化工大学, 2020(02)
- [7]基于水生态恢复理念的城市湿地公园设计 ——以武汉中法生态城什湖湿地公园为例[D]. 赵琦. 北京林业大学, 2020(02)
- [8]基于情景模拟的煤炭资源型城市湿地景观生态安全评价与预警研究[D]. 周士园. 中国矿业大学, 2020(01)
- [9]阿克苏河灌区植被及湖泊生态需水量估算与特征分析研究[D]. 汪瑞. 华中师范大学, 2020(01)
- [10]基于PCLake模型的出入湖河口水生植物适宜生物量研究 ——以蠡湖-陆典桥浜为例[D]. 陈洪森. 中国地质大学(北京), 2020(11)