国家林业局/联合国开发计划署/全球环境基金

国家湿地水环境污染控制指南项目

项目名称和编号：增强湿地保护地子体系管理有效性，保护具有全球意义的生物多样性(UNDP PIMS #: 4391)

分包合同名称和编号：制定中国湖泊、河流、库塘及滨海湿地水环境污染控制指南（NP–2016-003）

湿地水环境污染控制

资料汇编

中国环境科学研究院

二〇一七年十月

目 录

前 言 1

一、湖泊湿地水环境污染控制资料汇编 4

1.1 湖泊湿地污染源控制 5

1.1.1 湖泊湿地点源污染控制技术 6

1.1.2 湖泊湿地面源污染控制技术 24

1.1.3 湖泊湿地内源污染控制技术 47

1.2 湖泊湿地生态恢复 59

1.2.1 湖内生态修复技术 60

1.2.2 湖滨带修复技术 63

1.3 湖泊湿地环境管理 68

1.3.1 流域环境管理 68

1.3.2 管理问题分析 69

1.3.3 环境管理策略 72

1.3.4 环境管理技术 77

1.4 实践案例分析 78

1.4.1 国内案例分析 78

1.4.2 国外案例分析 102

1.4.3 经验与启示 109

二、库塘湿地水环境污染控制资料汇编 113

2.1 库塘湿地污染源控制 113

2.1.1 库塘湿地点源污染控制技术 114

2.1.2 库塘湿地面源污染控制技术 116

2.1.3 库塘湿地内源污染控制技术 118

2.2 库塘湿地生态恢复 120

2.3 库塘湿地环境管理 122

2.3.1 管理问题分析 122

2.3.2 环境管理策略 124

2.4 实践案例分析 128

2.4.1 国内案例分析 129

2.4.2 国外案例分析 135

2.4.3 经验与启示 137

三、河流湿地水环境污染控制资料汇编 140

3.1 河流湿地污染源控制 140

3.1.1 河流湿地化学处理技术 141

3.1.2 河流湿地物理处理技术 143

3.1.3 河流湿地生物处理技术 145

3.2 河流湿地生态恢复 147

3.2.1 微生物修复技术 148

3.2.2 藻类及微型动物修复技术 150

3.2.3 植物修复技术 150

3.3 河流湿地环境管理 153

3.3.1 管理问题分析 154

3.3.2 管理目标理念 156

3.3.3 管理对策建议 159

3.4 实践案例分析 164

3.4.1 国内案例分析 164

3.4.2 国外案例分析 182

3.4.3 经验与启示 194

四、滨海湿地水环境污染控制资料汇编 197

4.1 滨海湿地污染源控制 198

4.1.1 滨海湿地化学处理技术 199

4.1.2 滨海湿地物理处理技术 200

4.1.3 滨海湿地生物处理技术 201

4.2 滨海湿地生态恢复 201

4.2.1 滨海湿地微生物修复技术 202

4.2.2 滨海湿地植物修复技术 208

4.2.3 植物-微生物联合修复技术 212

4.3 滨海湿地环境管理 215

4.3.1 管理问题分析 216

4.3.2 管理对策建议 218

4.4 实践案例分析 220

4.4.1 国内案例分析 220

4.4.2 国外案例分析 223

4.4.3 经验与启示 230

主要参考文献 232

前 言

湿地被誉为“地球之肾”，是水陆相互作用形成的独特的生态系统，具有不可替代的社会经济和生态价值。其在调蓄洪水、净化水质、调节气候、维持生物多样性和区域生态安全等方面发挥着巨大作用，对地区、区域乃至全球气候变化、经济发展和人类生存环境有着重要的影响。

作为世界上湿地类型齐全、数量较多的国家之一，中国拥有《湿地公约》所认定的全部42种湿地类型，湿地总面积位居亚洲第一，世界第四。然而，随着社会经济的快速发展，环境污染、过度捕捞和采集、围垦、外来物种入侵和工程建设占用构成了当前威胁中国湿地生态健康的五个主要因素，其中湿地水环境污染问题首当其冲。人类不合理的生产和生活方式对湿地水环境造成了严重的污染，世界水资源委员会指出，全世界有50%以上的水域已被污染。我国湖泊、河流、库塘和滨海等湿地水环境受污染较为严重，湿地水生态系统结构与功能遭到不同程度的破坏。

1995～2003年，国家林业局组织开展了第一次全国湿地资源调查，重点针对湿地类型、面积与分布及存在趋势进行调查分析。调查结果显示，我国湿地总面积近3850万公顷（不包括水稻田湿地），有湖泊、河流、库塘和滨海等五大类28型，仅占国土面积的3.77%，远低于全球6%的水平。其中，湿地水环境污染是我国天然湿地面积削减、生物多样性减少、生态功能下降的重要原因，在沿海地区、长江中下游湖区以及东部人口密集区的污染威胁较严重。

2009～2013年，国家林业局组织开展了第二次全国湿地资源调查，调查结果显示全国湿地总面积为5360.26万公顷，与第一次调查同口径比较，湿地面积减少了339.63万公顷，其中自然湿地面积减少了337.62万公顷。我国湿地受到的环境压力持续增大，面临着由于湿地水环境污染所导致的生物多样性减退、生态功能下降等问题。管理方面，环境管理的长效机制尚未建立，湿地保护的科技支撑十分薄弱。

2015年中国环境状况公报统计结果表明，湖泊、河流、库塘和滨海等类型的湿地水环境污染问题日趋严重，已经成为我国与全球普遍面临的重要问题。全国62个重点湖泊中，19个为Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类，主要污染指标为总磷、化学需氧量和高锰酸盐指数；全国423条河流的700个国控监测断面中，Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例为35.5%，主要污染指标为化学需氧量、五日生化需氧量和总磷；全国557个地表饮用水水源地中不达标库塘达41个，主要超标指标为总磷、溶解氧和五日生化需氧量；全国近岸海域国控监测点中，滨海水体三类、四类和劣四类比例为29.6%，主要污染指标为无机氮和活性磷酸盐。

目前，我国已初步形成了以自然保护区为主体、湿地公园和保护小区并存的湿地保护体系。但湿地保护体系面临着水环境污染构成复杂、生物多样性下降等问题。我国湿地水环境的污染源主要包括点源(工业污染源、城镇生活污染源和第三产业污染等形式)、面源和内源等三大类。距离城市较近的湖泊、河流湿地主要受城镇污水、城市面源和农业面源污染影响，滨海湿地主要受面源和旅游污染的影响，库塘则主要受农业面源影响，但各湿地类型个体差异显著，尚需进一步深入梳理。由于湿地污染日趋严重，湿地生物多样性下降趋势明显，耐污种群落大量繁殖，土著种消失速度加快，引发了湿地生物群落结构和多样性急速下降。针对上述问题，湿地系统亟需开展水环境污染控制的系统梳理与诊断，逐步建立和完善各类型湿地水环境污染控制指南，是我国与全球湿地保护的重要举措。

因此，本研究针对湖泊、河流、库塘及滨海湿地的水环境特点，对国内外湿地水环境污染控制工具进行分析研究，分别从污染源控制、生态修复和环境管理等角度出发，收集整理湿地水环境污染控制技术和相关最佳实践经验，分析国内外成功湖泊、河流、库塘和滨海等湿地水环境保护和治理的经验与启示，最终形成本资料汇编。

一、湖泊湿地水环境污染控制资料汇编

湖泊湿地是地球重要的淡水资源和独特的生态系统，具有供给水量、满足水质、开发水能、承载生物、观赏水景等多种功能。为保障经济社会可持续发展发挥着极其重要的作用。然而，随着工业化和城镇化进程的不断发展，人类活动对湖泊湿地的影响日益加剧，水环境污染和富营养化严重，生态功能退化萎缩，已经引起世界各国普遍关注。

我国是一个多湖泊的国家，约有大小湖泊24880个，总面积83400平方公里，总贮水量为7088多亿立方米。20世纪70年代之前,我国湖泊基本处于水质与水生态较好的状况。过去30年，我国被污染的湖泊面积已从最初的135平方公里激增至1.4万平方公里，湖泊湿地水污染正成为我国面临的重大环境问题之一。20世纪90年代初，太湖北部梅梁湾因水华大暴发，造成116家工厂停产。2007年5月，太湖蓝藻暴发导致了多处饮用水源水质发黑、散发恶臭，直接影响当地广大人民群众饮水安全。2009年4月以来，太湖蓝藻持续暴发，严重影响了无锡上百万群众的正常生活。随后，巢湖、滇池等湖泊湿地也不同程度地出现水华，进一步大规模暴发的隐患仍然存在，反映出我国湖泊湿地水环境治理工作正面临严峻的挑战。

我国从20世纪70年代末开始湖泊湿地水污染治理与富营养化的防治工作。20世纪80年代，在借鉴国外湖泊富营养化治理思路的基础上，提出了湖泊富营养化治理的“污染源控制+流域管理”理念。随着认识和研究的深入，结合滇池、太湖、巢湖、洱海等湖泊水污染防治的实践经验，于20世纪90年代提出了“污染源控制+生态修复+流域管理”的理念，该理念和治理思路在云南滇池洱海、江苏太湖、安徽巢湖等湖泊的富营养化治理中得到验证。随着不同类型湖泊湿地治理工作的开展、治理理论研究与实践工作经验的积累，本研究分别从湖泊湿地污染源控制、湖泊湿地生态恢复和湖泊湿地环境管理等三个方面开展湖泊湿地水环境污染控制资料汇编。

1.1 湖泊湿地污染源控制

湖泊湿地水环境的污染源主要来自于人类大规模的生产生活和对湖区资源的不合理开发利用，以及人类活动产生的工业污染、农业污染、生活污染等。湖泊湿地污染源主要包括陆域点源、陆域面源、和湖泊内源负荷等三大类。其中，陆域点源主要包括工业污染源、城镇生活污染源和第三产业污染源；陆域面源主要包括农业农村面源、城市面源和水土流失污染源，其中农业农村面源包括农业农村污染（农村生活污水、生活垃圾、农村居民粪便）、农业种植业污染（农田化肥流失、农田固废）、畜禽养殖污染三种；湖泊内源污染负荷主要来自沉积物释放氮磷等泥源内负荷和藻类大量生长繁殖而产生的藻源性内负荷两个方面，此外，湖泊湿地船泊污染相对较小，相关内容在库塘湿地水环境污染控制技术中描述。

湖泊湿地污染源的系统控制主要包括产业结构调整减排和污染控制处理技术两方面内容。湖泊污染的直接原因是流域内不合理的人类活动，产业结构调整减排指的是通过优化流域社会经济发展模式，调整流域产业结构(包括流域人口与产业的总体布局，工业、农业、旅游业及配套服务业结构调整与布局)，从源头上控制整个流域的污染物排放量。在此基础上，通过多技术手段对流域工业点源、城镇污染、村落污水、畜禽粪便、农田径流、城市面源、污染底泥等进行治理。通过上述“源头控制+过程末端处理”系统的控源措施，使污染物排放量与入湖量逐步得到削减，最终保持在湖泊水环境承载力的范围之内。本资料汇编重点对污染控制处理技术进行分析梳理。

1.1.1 湖泊湿地点源污染控制技术

对湖泊湿地水环境造成影响的点源污染主要为工业废水、生活污水和第三产业污水三大类。工业废水是主要的污染源，它的特点是水量大、含污染物质多、成分复杂，有些废水中含有毒有害物质。生活污水的数量、成分、污染物浓度与居民的生活习惯、生活水平和用水量直接相关，其特征是有机物和氮磷等营养物含量较高，一般不含有毒物质，含有大量的合成洗涤剂以及细菌、病毒、寄生虫卵等。第三产业污水具有明显的区域分布特点，与地理位置、经济发展水平、饮食文化特色等密切相关，区域特色不同，污染物的排放亦区别较大。针对不同污废水特征，点源污染控制技术可分为预处理技术、常规处理技术、深度处理技术和其他处理技术。

1.1.1.1 预处理技术

当湖泊水中的藻类、藻代谢产物、腐殖酸、生物臭、氨氮等含量过高，而导致常规处理工艺不能正常运行，常规工艺出厂水水质不能满足饮用要求时，可采用预处理去除部分污染物，以提高原水在常规处理工艺中的可处理性。

（1）生物预处理

指在好氧条件下利用填料上附着的生物膜对水中污染物进行生物降解。此法不需要投加任何药剂，不产生有害副产物，且可去除多种污染物。生物预处理主要有生物接触氧化池、生物陶粒滤池和塔式生物滤池3类。生物接触氧化池一般采用悬挂丝条式填料，对于藻类、氨氮、TON、亚硝酸盐的去除率都较高。生物陶粒滤池的处理效果与其大致相当，塔式生物滤池则略差些，一般在重力流条件可以利用时，才考虑采用。其前2种工艺的主要设计参数如下：

1）生物接触氧化池

一般由几个方池串联，或为一个大方形池，填料高度3～4m，填料水力负荷0.5～1.0m3/（m2·h）。生物接触氧化池池底应设置曝气系统，一般采用鼓风曝气方式，气水比为0.5∶1～2∶1，曝气强度按渐减曝气设计，填料下方还应设空气冲洗管。其处理效果为：藻去除率 50％～90％，氨氮去除率80％～90％，CODMn去除率10％～30％，TON去除率40％～60％，并可除铁去锰和降低后续常规处理工艺的矾耗、氯耗以及排泥量。根据进水水质和处理效果，接触氧化法的处理工艺选用一级接触氧化池或多级接触氧化池。

一级接触氧化工艺流程

二级接触氧化工艺流程

图1.1-1 生物氧化接触池工艺流程示意图

生物接触氧化法最早出现于19世纪末的德国，限于当时的工业水平，没有适当的填料，未能广泛应用。到20世纪70年代合成塑料工业迅速发展，轻质蜂窝状填料问世，日本、美国等开始研究和应用生物接触氧化法。中国在70年代中期开始研究用此法处理城市污水和工业废水，并已在生产中应用。

2）生物陶粒滤池

滤池总深度4.5m。陶粒滤料粒径2～5mm，厚2m，一般采用鼓风曝气，气水比为1∶1～2∶1，滤层下方为承托层，并设有穿孔曝气管和气水反冲洗滤头。一般适用于低浊含藻水的处理，滤速4～6m/h，过滤周期5～7d，反冲洗强度：水12～15L/（m2·s），气12～15L/（m2·s）。注意反冲洗水应为该池滤后水或滤前水，而不可用含有余氯的自来水。其处理效果为：藻去除率70％～90％，TON去除率50％～60％，氨氮去除率80％～90％，CODMn去除率15％～30％，并可降低后续常规净水工艺的矾耗。不同的富营养化湖泊水，其生物可处理性也不同，且藻类种属也有差异，故富营养化湖泊水厂在生物预处理工程设计前应先对水源水进行系统的处理试验，以得到可靠的设计参数。

其优点为占地面积小，基建投资省；工艺流程短，无需设二沉池；容积利用率高，出水水质好；氧的传输效率高，需氧量低；动力消耗小，运转费用低，运行可靠，管理简便。目前已在北京市住宅小区的污水处理站中得到应用。

（2）化学预氧化

化学预氧化包括臭氧预氧化和高锰酸钾预氧化。臭氧预氧化能全面改善原水水质，处理效率高，国外已有多个成功案例，但由于此工艺设备费和电费都较高，国内少有水厂长期使用。高锰酸钾预氧化有除臭、除味、除铁、除锰、助凝等效果，但不易控制投加量，从而影响出水色度。

两种工艺的主要设计参数如下：

1）臭氧预氧化。投量一般为2～3mg/L，接触时间5～15min，耗电量20～30kWh/kgO3。臭氧预氧化效果包括除臭、去色、除藻、除腐殖酸、富里酸等有机物、助凝、助滤，且可明显降低三卤甲烷和致突变物的生成量，并可消毒、除铁、除锰。

2）高锰酸钾预氧化。投量一般为0.5～2.5mg/L，一般在加氯前投加，可防止氯臭的产生，并可降低有机氯化物和致突变物的生成量。

1.1.1.2 常规处理技术

湖泊湿地水污染程度较低时，可选择常规处理技术。常规工艺的技术最为成熟，处理成本低，出水水质较好。用常规工艺处理湖泊污染水时，处理构筑物主要工艺设计参数和净水剂品种及其投量的确定，应以满足出厂水水质为主要前提。当常规处理工艺的常规设计参数不能满足水处理要求时，可以通过技术经济论证适当提高常规水处理工艺的设计标准从而提高出厂水水质，如优化快速混合，改善絮凝和沉淀条件，提高滤池滤料厚度与滤料有效粒径比值和降低滤速，合理加氯等。当出厂水嗅和味短时间达不到生活饮用水标准时，应投加粉末活性炭等吸附剂。

（1）生物塘

生物塘是一种利用天然净化能力对污水进行处理的构筑物的总称。其净化过程与自然水体的自净过程相似。通常是将土地进行适当的人工修整，建成池塘，并设置围堤和防渗层，依靠塘内生长的微生物来处理污水。主要利用菌藻的共同作用处理废水中的有机污染物。生物塘污水处理系统具有基建投资和运转费用低、维护和维修简单、便于操作、能有效去除污水中的有机物和病原体、无需污泥处理等优点。其缺点是是占地面积大，可能产生臭气，处理效果受气候条件影响等。

图1.1-2 生物塘工艺原理示意图

第一个有记录的生物塘系统出现于1901年的美国德克萨斯州。目前，全世界已经有50多个国家使用该系统，其中法国有生物塘1500余座，西德2000余座，美国已有生物塘20000余座。在发展中国家，生物塘的应用也比较广泛。例如，马来西亚工业废水总量的40%都是利用生物塘进行处理的。由于生物塘具有经济节能并能实现污水资源化等特点，所以受到我国政府的高度重视。我国利用生物塘处理污水的研究始于50年代，目前已得到广泛的应用。

（2）生活污水净化槽

该工艺将几个水处理单元集中在一台设备当中，是一种小型生活污水处理装置，主要用于分散型生活污水或者类似生活污水的处理。污水进入净化槽后，沉淀分离槽进行预处理，去除比重较大的颗粒及悬浮物，提高污水的可生化性；预过滤槽内装有填料，在填料上的厌氧生物膜的作用下，去除可溶性有机物；曝气槽集曝气、高滤速、截留悬浮物和定期反冲洗为一体。沉淀槽溢水堰设置了消毒装置，对出水进行消毒处理。

图1.1-3 净化槽工艺流程示意图

净化槽的特点是占地少（可埋于地下）、安装简易、管理方便，出水效果好等。它可用于无下水道地区的生活污水处理，也可作为宾馆、饭店、住宅小区、旅游别墅等的污水处理设备。

净化槽起源于日本。1960年日本制定了第一部有关净化槽的工业标准（JISA3302）《净化槽人使用人员计算方法》。70年代初期，日本研究开发了小型合并式净化槽。至80年代初期为止，净化槽一直作为普及冲水厕所和处理粪便污水的有效设备而得到广泛地普及。随着我国经济和城市化的快速发展，工业污染源达标排放后，生活污水处理系统的建设已为各级政府所重视。集中式污水处理场具有建设和运营成本低、自动控制和管理简便等特点，国家提供了大量低息或无息国债资金予以支持。目前国内已有一些生产厂家与日本公司合作生产净化槽。

（3）生物处理工艺

1）A2/O处理系统。该系统是厌氧/好氧除磷系统和缺氧/好氧脱氮系统的组合。具有同步脱氮除磷的作用，可用于二级污水处理或三级污水处理；后续增加深度处理后，可作为中水回用，具有良好的脱氮除磷效果。

图1.1-4 A2/O处理工艺流程示意图

其优点是能同时具有去除有机物、脱氮除磷的功能，工艺流程简单，水力停留时间较短，不会发生污泥膨胀且污泥沉降性较好。缺点是除氮磷效果难以进一步提高，对进入沉淀池的处理水的溶解氧要求不宜过高或过低。最早的A2/O工艺出现于1980年，目前已在全球得到广泛应用。

（4）氧化沟

氧化沟是一种活性污泥处理系统，其曝气池呈封闭的沟渠型，所以它在水力流态上不同于传统的活性污泥法，它是一种首尾相连的循环流曝气沟渠，又称循环曝气池。一般采用多级氧化沟（三级、四级）可以达到脱氮磷及污水深度处理的目的。该方法具有构造简单、管理方便、基建费低、出水水质优良、污泥量少质优等优点。存在污泥膨胀、泡沫问题、污泥上浮和对于BOD较小的水质完全没有处理能力等问题。

图1.1-5 氧化沟工艺结构示意图

1954年荷兰建成了世界上第一座氧化沟污水处理厂，其原型为一个环状跑道式的斜坡池壁的间歇运行反应池，其生化需氧量(BOD)去除率可达97%，由于其结构简单，处理效果好，从而引起了世界各国广泛的兴趣和关注。目前，在美国已建成的污水处理厂有几百座，欧洲已有上千座。在我国，氧化沟技术的研究和工程实践始于上世纪70年代，氧化沟工艺以其经济简便的突出优势已成为中小型城市污水厂的首选工艺。

（5）含氮工业废水处理工艺

一些化工企业、化肥厂、食品加工厂等所排放的废水中含有较高浓度的氮。对于这些污染源的治理，应根据废水的水质情况选用适宜的处理工艺。针对湖泊污染控制的特点，可供选择的污水脱氮方法有以下几种。

1）氨吹脱法

该法是将污水pH提高到10.8~11.5，使NH4+成为NH3释放出来。吹脱法用于处理高浓度氨氮废水具有流程简单、处理效果稳定、基建费和运行费较低等优点，实用性较强。采用与生物法、氯化法等方法相结合的工艺能很好解决吹脱处理后废水中氨氮的含量仍然无法满足排放要求这一问题。然而，吹脱出来的氨气随空气进入大气，仍然容易引起二次污染。国外已有关于用镍、镉等金属作催化剂，在高温下将氨气转化为氮气的研究。国内采用复合金属氧化物为催化剂氧化吹脱处理出来的氨气，在500℃左右氨气转化率在90%以上。

图1.1-6 氨吹脱工艺示意图

2）电渗析法

利用施加在阴阳膜之间的电压去除水溶液中溶解的固体。电渗析室的阴阳渗透膜之间施加支流电压后，多对阴阳离子通过渗透膜时，含氨离子及其他离子在电压的影响下，透过膜进入另一侧的浓水中去并在浓水中集聚，从而达到分离的目的。氨氮的去除率可达到85%以上。主要弊端是膜的污染问题和稳定性问题，且投资成本与运行费用都较高。

3）折点加氯法

废水中的NH3-N可在适当pH值，利用氯系的氧化剂(如Cl2、NaOCl)使之氧化成氯胺(NH2Cl、NHCl2、NCl3)之后，再氧化分解成N2气体而达脱除之目的。此处理方法一般通称为折点加氯法。氨氮去除率可达90%~100%。该法具有基建费用低，稳定性好，且不受水温的影响的优点。缺点是处理规模大时，运行费用很高，残余氯必须进行处理，有可能产生有害的氯胺。

4）离子交换法

此法氨氮去除率可达90%~97%，具有去除率高，不受水温影响等优点。缺点是再生时排出的高浓度含氨液必须进行处理，水中钙离子时有干扰，运行成本高等。

（6）含磷工业废水处理工艺

含磷工业主要是指磷化工行业，排放污水中含有磷酸盐、氟化物、二氧化硅等物质。目前含磷废水的处理工艺主要有以下几种。

1）混凝沉淀或混凝气浮+过滤

用混凝沉淀作过滤的前处理对原水水质、规模等适应范围较宽。但应注意下列问题：

①富营养化湖泊水的浊度中有机物含量高，可滤性很差，因此要求混凝沉淀（澄清）工艺提供处理效果较好的低浊少藻的滤前水。

②混合时间一般为1～3min，搅拌条件良好时，可取下限值。

③絮凝时间应达20～30min。絮凝时间过短，即使施加足够紊动能量，絮凝体形成效果也不佳。絮凝流速梯度G值一般为10～75S-1，絮凝池流速应逐渐递减。絮凝池每次排泥应排除彻底，避免污泥上浮发臭，并应有排除浮渣设施。

④一般宜采用平流沉淀池，停留时间宜为2～3h，水平流速宜为6～10mm/s，表面负荷宜为1～2m3/（m2·h）；低浊多藻或水温较低或者规模较小的沉淀池应采用表面负荷低值。一般在0.25～0.5m3/（m2·h）的范围内，设置出水集水槽（指形槽），堰溢流率应小于300m3/（m2·h），槽下的上升流速宜小于2.5～3.5m3/（m2·h）。

⑤如采用异向流斜管沉淀池，其蜂窝斜管一般d=25～40mm，水平倾角60°，斜管长度1000mm。相应的表面负荷不应大于5.4m3/（m2·h）。

⑥处理富营养化湖泊水的沉淀池的污泥中含有较高浓度的有机物，容易发酵变黑，浮至水面。因此，池中的泥应在新鲜状态下及时排除干净，不应残留积泥。

⑦用混凝气浮工艺作过滤的前处理水源水最大浊度不大于100TNU，尤其适用于低温含藻水的处理。

此类常规工艺的优点为工艺成熟，基建投资省，运行费用低；缺点为预加氯和中加氯都会产生较高质量浓度的三卤甲烷和致突变物，沉淀池排泥和滤池反冲洗水中含有高质量浓度的有机物或含有粉末活性炭，直接排放时会污染环境。

图1.1-7 混凝沉淀工艺流程图

2）晶析除磷法

该法的原理是钙离子与磷酸盐结合生产磷灰石，利用溶解度随pH值升高而降低的特性除磷。优点是不产生污泥、与混凝沉淀法相比运行成本低、除磷效果稳定。缺点是需增加新的处理设施、必须有脱碳酸池和过滤等前处理工艺等。

3）生物与化学并用法

在曝气池中投加混凝剂，有机物与磷同时被去除，该法除磷效果稳定，且可以利用已有的处理设施。缺点是产生的污泥量大，当原水中含磷浓度高、投加的混凝剂浓度高时对生物相有影响。

4）厌氧-好氧法

该法利用厌氧状态释放磷、好氧状态摄取磷的特性除磷。优点是能够利用已建成的处理设施，不必投加药剂。缺点是比物理化学法的除磷效率低，必须控制排泥量。

5）Phostrip系统

该系统采用厌氧-好氧和化学法组合流程除磷。优点是除磷效果稳定，经济性较高。缺点是必须增加除磷设施等。

1.1.1.3 深度处理技术

常规处理工艺的滤后水CODMn、TON等较高，水质不符合饮用要求时，可进行深度处理。

（1）粒状活性炭（GAC）过滤

GAC过滤深度处理，一般在常规处理工艺（或预处理常规处理工艺）的滤池之后，加氯消毒之前，以普通快滤池形式布置。工程设计前先应做中试，主要确定GAC规格、炭层厚度、滤速、冲洗方式和GAC寿命等设计参数。一般技术要求为：GAC（包括再生炭）无毒无害；GAC粒径0.5～2mm，厚度1.5～2.5m；滤速10～20m/h；气水反冲洗，冲洗水为无氯的GAC滤后水或滤前水等。GAC滤池的滤前水浊度应小于0.5～1NTU。另外，设计时应详细考虑GAC的运输、计量、更换和再生。GAC在国外水处理中应用较多，处理效果也较稳定，美国环保署（USEPA）饮用水标准的64项有机物指标中，有51项将GAC列为最有效技术。GAC处理工艺的缺点是基建和运行费用较高，且容易产生亚硝酸盐等致癌物，突发性污染适应性差。

（2）臭氧氧化生物活性炭（BAC）处理

BAC深度处理，一般也位于常规处理工艺的滤池之后，加氯消毒之前。一般技术要求为：臭氧投加量1～3mg/L，臭氧氧化接触时间5～15min；炭层厚度1～2m，滤速8～12m/h，再生周期0.3～2年；宜用气水反冲洗。工程设计前应做常规工艺滤后水的O3-BAC中试，确定具体设计数据。

BAC可以发挥生化和物化处理的协同作用，从而延长活性炭的工作周期，大大提高处理效率，改善出水水质。不足之处在于活性炭微孔极易被阻塞、进水水质的pH适用范围窄、抗冲击负荷差等。目前，欧洲应用BAC技术的水厂已发展到70个以上，应用最广泛的是对水进行深度处理。抚顺石化分公司石油三厂采用BAC技术，既节省了新鲜水的补充量，减少污水排放量，减轻水体污染，降低生产成本，还体现了经济效益和社会效益的统一。

（3）膜分离技术

膜分离技术是以高分子分离膜为代表的一种新型的流体分离单元操作技术。它的最大特点是分离过程中不伴随有相的变化，仅靠一定的压力作为驱动力就能获得很高的分离效果，是一种非常节省能源的分离技术。微滤可以除去细菌、病毒和寄生生物等，还可以降低水中的磷酸盐含量。天津开发区污水处理厂采用微滤膜对SBR二级出水进行深度处理，满足了景观、冲洗路面和冲厕等市政杂用和生活杂用的需求。超滤用于去除大分子，对二级出水的COD和BOD去除率大于50%。北京市高碑店污水处理厂采用超滤法对二级出水进行深度处理，产水水质达到生活杂用水标准，回用污水用于洗车，每年可节约用水4700m3。反渗透用于降低矿化度和去除总溶解固体，对二级出水的脱盐率达到90%以上，COD和BOD的去除率在85%左右，细菌去除率90%以上。缅甸某电厂采用反渗透膜和电除盐联用技术，用于锅炉补给水。经反渗透处理的水，能去除绝大部分的无机盐、有机物和微生物。纳滤介于反渗透和超滤之间，其操作压力通常为0.5～1.0MPa，纳滤膜的一个显著特点是具有离子选择性，它对二价离子的去除率高达95%以上，一价离子的去除率较低，为40%～80%。采用膜生物反应器－纳滤膜集成技术处理糖蜜制酒精废水取得了较好结果，出水COD小于100mg/L，废水回用率大于80%。

（4）湿式氧化法（WAO）

是在高温（150～350℃）、高压（0.5～20MPa）下利用O2或空气作为氧化剂，氧化水中的有机物或无机物，达到去除污染物的目的，其最终产物是CO2和H2O。对高化学含氧量或含生化法不能降解的化合物的各种工业有机废水，COD及NH3-N去除率达到99%以上，不再需要进行后处理，只经一次处理即可达排放标准。催化湿式氧化法净化效率高、流程简单、占地面积少，但要求设备耐高温、耐腐蚀，投资较大。福建炼油化工有限公司于2002年引进了WAO工艺，彻底解决了碱渣的后续治理和恶臭污染问题，而且运行成本低，氧化效率高。

（5）湿式催化氧化法（CWAO）

该工艺在传统的湿式氧化处理工艺中加入适宜的催化剂使氧化反应能在更温和的条件下和更短的时间内完成，也因此可减轻设备腐蚀、降低运行费用。目前，建于昆明市的一套连续流动型CWAO工业实验装置，已经体现出了较好的经济性。湿式催化氧化法的催化剂一般分为金属盐、氧化物和复合氧化物3类。考虑经济性，应用最多的催化剂是过渡金属氧化物如Cu、Fe、Ni、Co、Mn等及其盐类。采用固体催化剂还可避免催化剂的流失、二次污染的产生及资金的浪费。

1-贮存罐；2-分离器；3-健化反应器；4-再沸器；5-分离器；6-循环泵；7-透平机；8-空压机；9-热交换器；1O-高压泵

图1.1-7 湿式催化氧化法工艺流程图

（6）光化学催化氧化法

目前研究较多的光化学催化氧化法主要分为Fenton试剂法、类Fenton试剂法和以TiO2为主体的氧化法。

Fenton试剂法由Fenton在20世纪发现，如今作为废水处理领域中有意义的研究方法重新被重视起来。Fenton试剂依靠H2O2和Fe2+盐生成•OH，无二次污染，且易于操作。Fenton试剂能够破坏废水中诸如苯酚和除草剂等有毒化合物。目前国内的研究结果证明Fenton试剂对于印染废水的脱色效果非常好。另外，国内外的研究还证明，用Fenton试剂可有效地处理含油、醇、苯系物、硝基苯及酚等物质的废水。

类Fenton试剂法具有设备简单、反应条件温和、操作方便等优点，在处理有毒有害难生物降解有机废水中极具应用潜力。该法实际应用的主要问题是处理费用高，只适用于低浓度、少量废水的处理。将其作为难降解有机废水的预处理或深度处理方法，再与其他处理方法（如生物法、混凝法等）联用，则可以更好地降低废水处理成本、提高处理效率，并拓宽该技术的应用范围。

光催化法是利用光照某些具有能带结构的半导体光催化剂如TiO2、ZnO、CdS、WO3等诱发强氧化自由基•OH，使许多难以实现的化学反应能在常规条件下进行。锐钛矿中形成的TiO2具有稳定性高、性能优良和成本低等特征。在全世界范围内开展的最新研究是获得改良的（掺入其他成分）TiO2，改良后的TiO2具有更宽的吸收谱线和更高的量子产生率。

（7）臭氧法

臭氧具有极强的氧化性，对许多有机物或官能团发生反应，有效地改善水质。臭氧能氧化分解水中各种杂质所造成的色、嗅，其脱色效果比活性炭好；还能降低出水浊度，起到良好的絮凝作用，提高过滤滤速或者延长过滤周期。目前，由于国内的臭氧发生技术和工艺比较落后，所以运行费用过高，推广有难度。

1.1.1.4 其他处理技术

（1）慢滤池

该工艺利用砂层表面繁殖的生物滤膜以及表层以下滤料滤去杂质、去除细菌和氧化分解有机物。慢滤池的滤后水浊度很低，对于氨氮、生物臭、铁、锰、酚、合成洗涤剂等的去除效果都很好。慢滤池过滤一段时间后，过滤水头损失增加，需要停止过滤，刮洗表层约10mm厚的滤料，用洗砂机洗净后再用。慢滤池的缺点是：滤速很低，池面积大，刮砂、洗砂都比较麻烦。慢滤池一般为钢筋混凝土池。池底为收集滤后水的集水系统，该系统由穿孔管或由带孔的混凝土板组成，集水渠流速按0.15～0.2m/s设计。集水系统上为砾石承托层，粒径（自上至下）为：2～4mm、4～8mm、8～16mm、16～32mm、32～64mm，厚度为0.4～0.6m。承托层以上为石英砂滤料，有效粒径0.2～0.4mm，最大粒径2mm，均匀系数小于2，厚度0.7～0.9m。滤层以上水深0.9～1.2m，超高0.3m。慢滤池总高度为2.5～3.5m。慢滤池滤速为0.1～0.2m/h，滤前水浊度不应大于10NTU。刮砂、补砂结束后，注意需用滤后水由集水渠反向向上过滤，以排除承托层和滤料层中的空气，然后进水过滤。

图1.1-8 慢滤池结构示意图

（2）空气扬水技术

平均水深不小于10m的富营养化湖泊水库，可用空气扬水筒置于湖水最深处强制水体循环混合，改善水厂原水水质。水厂原水水质改善后，可采用常规工艺处理，出厂水不致有臭味。

空气扬水筒为圆筒状装置，上部设浮室，下端系以重锤，中部或下部设空气室，垂直立于水中。空气室由倒形U字水封装置组成。岸上空压机连续向空气室压入压缩空气，当空气积蓄到水封室下口并破坏水封后，空气即瞬时向筒内喷出，形成大型气弹在圆筒内上升，将气弹以上的水柱整个向上推动并射出圆筒。气弹在膨胀过程中与筒内的水以及上升过程周围的水混合在一起喷至水面。被提升的底层水，与表层水混合后，水温升高，密度减小，不直接下沉，而向水平方向向四周扩散。圆筒周围的底层水则从水平方向向筒底补充。远至周围 1～2km的水也能被吸入筒底而提升至水面。大型气弹每隔5～10s喷出一次。这样造成全湖上层水与下层水的完全混合，底层缺氧水依靠与上层富氧水混合充氧。

可用玻璃钢制作，筒径一般为0.3～0.5m，大型湖泊筒径可大至1～2m。筒长根据湖水深度确定，一般为湖水深度的70％～80％。筒下端吸水口离湖底1.5m。筒内大型气弹上升速度按1.5～2m/s设计。部分实际参考数据：筒径1.0m，扬水量80000m3/d；筒径0.5m，长20m，扬水量20000～27000m3/d，空压机7.5kW，压力0.95MPa；筒径0.4m，长7～8m，空压机5.5kW；筒径0.3m，长5m，空压机2.2～3.7kW。

扬水混合后，上层水中的藻进入下层水后，由于接受不到阳光，有的藻死亡，有的藻生长受到抑制，其数量大幅度减少。底层水溶解氧、pH值升高。铁、锰、氨氮、硫化氢、磷酸盐含量降至微量，臭阈值显著下降。日本、美国、欧洲、南美洲所应用的空气扬水筒，对于富营养化湖泊的水质改善均有明显效果。

1.1.2 湖泊湿地面源污染控制技术

湖泊湿地流域面源污染量大、面广、分散、难收集，其污染主要来源于下垫面地表污染物，包括土壤层冲刷物、地表沉积物、农田养分肥料和化学物质以及人类活动产生的废弃物等。在降雨条件下，下垫面地表的污染物被径流冲刷、溶出，并通过径流将其携带进入水体环境，形成包括有机物、营养物、颗粒物、农药类、重金属、细菌在内的污染负荷。根据面源污染发生区域和过程的特点，一般可分为农业农村面源和城市面源污染两大类。

农业面源污染的产生与农田利用方式密切相关。因此，对于城市周边及郊区，因地制宜地建立科学的农业生产结构，合理利用土地资源，是控制与削减农业面源污染的重要措施。中心城区湖泊面源污染主要是城市面源污染。城市面源污染主要源于大气降尘、垃圾和土地开发等，通过蓄滞径流、增加植被覆盖、增加透水地面的渗透性、控制大气污染源、减少污染物的沉降、经常清扫街道、减少垃圾堆放等措施，可以有效减低城市面源污染。

1.1.2.1 农业农村面源污染控制技术

农业农村面源污染是指农村生活和农业生产活动中，溶解的或固体的污染物，如农田中的土粒、氮素、磷素、农药重金属、农村禽畜粪便与生活垃圾等有机或无机物质，从非特定的地域，在降水和径流冲刷作用下，通过农田地表径流、农田排水和地下渗漏，使大量污染物进入湖泊湿地所引起的污染。其主要特点如下：①主要污染物为氮磷、泥沙和农药，有机物污染较轻；②农田区域交叉污染现象普遍存在；③径流中污染物形态以溶解态和颗粒态为主，磷和农药通常吸附于泥沙上进行迁移；④径流是污染物迁移载体，控制径流的形成和迁移可以有效控制径流污染。

农业农村面源污染控制的技术主要包括自然生态净化技术、农田径流污染控制技术和农村分散性污染治理技术三大类。

（1）自然生态净化技术

针对湖泊湿地农村面源污染特征，因地制宜采取低能耗、低成本、低运行费用及易管理的“三低一易”的自然生态净化技术，主要包括农田排水生态沟渠净化技术、生态草沟处理技术、人工湿地处理技术、高效菌藻塘处理系统等单一技术或多技术的集成组合。

1）农田排水生态沟渠净化技术

该技术依据生态学原理，采用生态拦截控制方法，通过合理构建排水沟渠，以延长农田排出水进入水体的途径，在沟渠底部和两侧种植适宜的植物种类及其优化组合搭配，以种植植物吸收和拦截径流排水中的氮、磷养分，从而实现农田氮磷营养元素最大限度地在农田系统内部循环利用。研究表明添加微生物的生态沟渠氨氮、TN和TP去除率分别为70.3%、66.6%、73.7%，未添加微生物的生态沟渠为48.3%、60.6%和58.0%，而传统沟渠则为30.1%、23.8%、18.4%。

2）生态草沟技术

该技术是指集收集、净化及景观于一体的地表或地下处理技术。通常，草沟上种植灌草、湿生植物或其他大型挺水植物，根据景观及净化的需求可采取一种或多种植物的有机组合。草沟下铺设石灰石、砾石、贝壳、沸石等填料。生态草沟技术在美国、澳大利亚等国应用较为广泛，我国引入该技术相对较晚。研究表明，TP的平均去除率为41.6%，氨氮的平均去除率为19%。

3）人工湿地处理技术

人工湿地处理技术是人工建造的、可控制的和工程化的多种填料介质湿地系统，是通过对湿地自然生态系统中的物理、化学和生物作用的优化组合来进行废水处理的生态处理工程。为保证污水在其中有良好的水力流态和较大体积的利用率，其设计应采用适宜的形状和尺寸，适宜的进出水和布水系统，以及在其中种植抗污染和去污能力强的水生植物。针对浓度低的N、P负荷，人工湿地建议采取水平潜流系统或上升流+水平潜流系统，不适宜于采取下行流系统。填料粒径建议选取在8~16mm，填料主要选取沸石、石灰石、木炭及高炉渣等复合填料。复合介质以多年生植物为主，包括芦苇、各类香蒲、千屈菜、水葱、黄花菖蒲、再力花等。主要设计参数：水力负荷0.67m3/（m2·d），床高1.5m，平均孔隙率40%，平均水力停留时间0.9d。

4）高效菌藻塘处理系统

根据细菌将复杂的有机废物成分分解成简单的产物供藻类利用，藻类产生的氧气为好氧细菌提供好氧环境的原理，美国提出并发展了高效藻类塘，最大限度地利用了藻类产生的氧气，充分利用藻菌共生关系，对有机污染物进行高效处理。该技术在美国、欧洲、澳大利亚，中东的以色列、约旦，非洲的肯尼亚、南非，东南亚的印度、泰国等的数量和规模越来越大。我国高效菌藻塘的研究与示范地域遍及全国，通过对各种气候、土地利用方式、生态环境、水污染状况和经济发展水平的示范工程研究，提出工艺使用条件和低成本、低能耗的城市污水处理技术方案。

图1.1-9 高效菌藻塘系统示意图

（2）农田径流污染控制技术

主要包括农田径流N、P截留技术和农田径流污染控制技术等。

1）人工水塘技术

水塘对面源污染物的滞留和净化能力很大，塘中大型植物群落有利于悬浮物和养分的去除。影响水塘对污染物去除效果的主要因素有两个：水文学因素——入流的空间分布，水力学因素——降雨过程中水流的流动状态。水塘的种类按是否有水可分为湿塘、干塘，按位置可分为村塘、山塘、田塘等。研究表明，多水塘系统能截留来自村庄、农田氮磷污染负荷的94%以上。

2）植被缓冲带技术

污染物从农田和村庄向水体转移的途径中，以地表径流、潜层渗流的方式通过缓冲带进入水体。缓冲带能够有效减少污染源和湖泊湿地的直接连接。但是缓冲带的泥沙截留量超出其截留容量后，会出现沟蚀现象，影响其缓冲作用。

图1.1-10 植被缓冲带示意图

3）坡耕地改造技术

依据水土流失原理，通过减缓地面坡度和缩短坡长，有效地降低土壤流失和控制耕地污染。通常采用截流、导流以及生物防治措施，属于传统的水土保持技术，可增加径流滞留时间，有利于改变耕地结构变化，减少径流量，控制水土流失。适用于坡耕地、平原农田区。可增加保水效益，减少肥料流失，有效减少氮磷及泥沙污染。

4）水土保持农业生产技术

指的是用增加地面糙率、改变坡面微小地形、增加植物被覆、地面覆盖或增强土壤抗蚀力等方法，保持水土、改良土壤，以提高农业生产的技术措施。水土保持农业技术措施与水土保持林草措施、水土保持工程措施有机结合，构成完整的综合治理体系。水土保持农业技术措施的范围很广，包括大部分旱地农业栽培技术，其中水土保持效果显著的部分按作用可分为：以改变小地形增加地面糙率为主的农业技术措施，以增加地面覆盖为主的农业技术措施和以增加土壤抗蚀性为主的农业技术措施3类。

5）农田田间污染控制工程技术

该技术主要应用于田间，通过坑、塘、池等工程措施，增加径流滞留时间，减少径流冲刷和土壤流失。适用于平原旱地区、坡耕区和平原水区。可有效提高水资源循环利用率，减少氮磷以及泥沙污染。

（3）农村分散性污染治理技术

分散性农村生活污水处理工艺的选择，应充分考虑社会、自然环境和经济发展水平等因素，因地制宜，以发挥处理工艺最大的优势。根据苏州市不同地区农村的自然条件，分析其适用性农村生活污水处理工艺，将为分散性农村生活污水的高效稳定处理提供技术支撑。

1）人工生态湿地工艺

人工生态湿地技术综合过滤、吸附、沉淀、离子交换、植物吸收和微生物降解等多种过程的协调作用。包括分散式和潜流式复合人工湿地。

图1.1-11 人工生态湿地组成部分

分散式人工湿地多采用潜流运行方式，多以麦冬和美人蕉为湿地植物，日处理水量在1m3/d以下，适合单门独户使用。该处理设施占地面积小，建造成本低，无需日常维护，但处理能力有限。潜流式复合人工生态湿地工艺中，生活污水首先经化粪池后由管道收集入初沉池进行沉淀、厌氧消化，出水进入一定数量并联运行的垂直流人工湿地，最后进入生态塘深度净化处理。该工艺可充分利用自然复氧，减少堵塞、强化有机物的氧化和硝化作用，运行维护简便，可稳定运行15年以上，但TN的去除效果不理想，景观效果差，且需要频繁更换填料。

2）毛细管土壤渗滤沟工艺

毛细管土壤渗滤工艺是土壤-微生物-植物复合系统，其主要通过植物、土壤、填料及其表面生长的微生物、小型动物等一系列复杂的物理、化学、生物协同作用实现对污染物的去除。该工艺具有与景观绿地相结合，实现污水处理和美观环境的双重效果，且具有较强的抗冲击负荷能力，易于稳定运行，适用于地处偏僻、几户或十几户人家的小水量处理，其与人工湿地组合运行时，则可使其处理规模提高至200m3/d。

图1.1-12 毛细管土壤渗滤沟工艺示意图

该工艺对COD、TN、TP均有很好的去除效果，并能有效去除污水中的大肠杆菌。但氨氮的去除稳定性较差。此外，该工艺存在滤料层易板结和下漏、渗滤速度慢以及单位面积日处理量少等问题。

3）塔式蚯蚓生态滤池工艺

塔式蚯蚓生态滤池技术利用蚯蚓、植物、填料、微生物的协同作用，以模块化结构、梯度塔层、多级单元串联的形式处理污水。该工艺适宜处理规模为10～150m3/d，可集中处理规模在20～300户的农村集居点生活污水。TN去除率可达80％以上，TP、COD、NH4+-N去除率均在85％以上。

图1.1-13 塔式蚯蚓生态滤池结构示意图

塔式蚯蚓生态滤池工艺可根据具体地形调节其工艺构造型式，具有占地较小、运行灵活、基建及运行管理费用低，除污能力强，维护简便等特点。该工艺可有效解决土壤堵塞、板结和环境卫生问题，同时蚯蚓能与微生物形成良好的共生作用，延长了滤池内的微生物代谢链，提高了滤池对TN、TP和COD等污染物的去除效率。但蚯蚓对湿度要求高，不能长期存活在滞水环境中，因此对水力负荷控制的要求较高；此外，蚯蚓不耐低温，冬季可能出现大规模死亡，而影响处理效果。

4）地埋式微动力氧化沟工艺

地埋式微动力氧化沟是一种依靠自然供氧的地埋式污水处理工艺。生活污水经厌氧段水解、消化，降低有机物浓度，有机氮得到充分氨化后，利用射流泵打入好氧滤池并最后进入氧化沟进行深度处理，氧化沟由沿沟道分布的拔风管自然供氧。该工艺主体构筑物全部位于地下，适用于用地紧张的集居点，处理规模一般为50~200m3/d，运行费用较低，主要为泵所需电费。但维护不便，且因仅靠自然供氧而影响反应效率。该工艺运行结果显示，其对COD和TP的去除率均在70%以上，出水中的COD、SS和TP可达国标一级B标准，但NH4+-N去除率受充氧效果影响较大。

5）一体化生化处理反应器工艺

该工艺主要有A/O、A/O+接触氧化、A2/O+MBR、BAF、SBR一体机等。其中一体化SBR处理工艺具有集成化、自动化程度高、占地少等优点，适用于用地紧张的居民集居点或零散农户。但该工艺投资和运行费用高、普适性差等问题。

图1.1-14 污水一体化反应器工艺

1.1.2.2 城市面源污染控制技术

城市面源污染的突出特征是：污染源时空分布离散性、污染途径随机多样性、污染成分的复杂多变性、污染源和污染成分监控困难性等。城市面源污染控制与治理在于对城市暴雨径流污染的产生与输出进行调控。要针对城市面源污染产生的上述原因，控制进入湖泊湿地的面源污染物总量。

城市面源污染的工程性控制措施可分为3个方面：一是对源的控制，主要指控制对水体有潜在危害的产品的应用，将雨水径流污染物从源头上控制在最低限度；其二是对污染物扩散途径的控制，通过研究雨水径流污染物输送和扩散机理，采取适当的措施，减少污染物排入地下或地表水体的数量；其三是终端治理，通过自然生态技术或人工净化技术来降解带入水体的径流污染物。目前运用的主要控制技术如下。

（1）前置库技术

在污水进入湖泊前通过前置库，通过延长水力停留时间，促进水中泥沙及营养盐的沉降，同时利用前置库中藻类或大型水生植物进一步吸收、吸附、拦截营养盐，使营养盐成为有机物或沉降于库底。该技术的关键除了需要足够的场地外，还要控制80%左右的入流水和可达到一定去除率的水力停留时间。其优点是费用较低，适合多种条件；缺点是在运行期间，前置库区经常出现水生植物的季节交替问题，因此，前置库技术的主要困境是植物的选种及如何保证寒冷季节冬季的净化效率。此外，前置库的净化功能与河流的行洪功能往往矛盾，所以还要寻求一种将两者有效协调的方法。

在面源污染和受纳水体之间，在污水进入湖泊前,通过前置库，通过延长水力停留时间，促进水中泥沙及营养盐的沉降，同时利用前置库中藻类或大型水生植物进一步吸收、吸附、拦截营养盐，使营养盐成为有机物或沉降于库底。该技术的关键除了需要足够的场地外，还要控制80%左右的入流水和可达到一定去除率的水力停留时间。其优点是费用较低，适合多种条件；缺点是在运行期间，前置库区经常出现水生植物的季节交替问题，因此，前置库技术的主要困境是植物的选种及如何保证寒冷季节冬季的净化效率。

（2）湖滨带湿地处理技术

湖滨湿地和入湖河道堤岸湿地是拦截非点源污染的有效措施，也是污染物进入湖泊的最后一道拦截屏障。湖泊沿岸湿地和滨岸高等水生植物的消失，将加重湖泊富营养化。因此，恢复和重建湖泊滨岸带水生植被，从而改变氮、磷入湖途径，也是控制营养物入湖的重要措施。

通过截污，湖泊磷的负荷能够显著减少，但是湖水富营养化状态往往难见缓解。如南京玄武湖截污之后，湖区水质改善进程十分缓慢，死鱼事故依旧频频发生，富营养化藻类生物量和种类组成亦未见明显变化；尤其是对复杂的湖泊生态系统中的藻类种群而言，仅仅控制个别营养盐的浓度，往往难以有效控制其种群数量。因此，单纯控制营养盐往往难以见效。目前，大部分湖泊先采取截污手段，然后配合其他方法来综合治理。

（3）海绵城市

2012年4月，“海绵城市”概念在《2012低碳城市与区域发展科技论坛》中首次提出。海绵城市是指城市能够像海绵一样，在适应环境变化和应对自然灾害等方面具有良好的“弹性”，下雨时吸水、蓄水、渗水、净水，需要时将蓄存的水“释放”并加以利用。海绵城市概念的提出，能有效实现对该标段内各河涌的面源污染的消减，同时实现雨洪调蓄功能。

图1.1-15 海绵城市概念

海绵城市推出的低影响开发（Low Impact Development，LID）方式，指在城市开发建设过程中采用源头削减、中途转输、末端调蓄等多种手段，通过渗、滞、蓄、净、用、排等多种技术，实现城市良性水文循环，提高对径流雨水的渗透、调蓄、净化、利用和排放能力，维持或恢复城市的“海绵”功能。按照对城市生态环境影响最低的开发建设理念，合理控制开发强度，在城市中保留足够的生态用地，控制城市不透水面积比例，最大限度的减少对城市原有水生态环境的破坏，同时，根据需求适当开挖河湖沟渠、增加水域面积，促进雨水的积存、渗透和净化。

低影响开发技术按主要功能一般可分为渗透、储存、调节、转输、截污净化等几类。通过各类技术的组合应用，可实现径流总量控制、径流峰值控制、径流污染控制、雨水资源化利用等目标。应结合不同区域水文地质、水资源等特点及技术经济分析，按照因地制宜和经济高效的原则选择低影响开发技术及其组合系统。

1）透水铺装

透水铺装按照面层材料不同可分为透水砖铺装、透水水泥混凝土铺装和透水沥青混凝土铺装，嵌草砖、园林铺装中的鹅卵石、碎石铺装等也属于渗透铺装。

透水铺装结构应符合《透水砖路面技术规程》（CJJ/T188）、《透水沥青路面技术规程》（CJJ/T190）和《透水水泥混凝土路面技术规程》（CJJ/T135）的规定。

主要适用于广场、停车场、人行道以及车流量和荷载较小的道路，如建筑与小区道路、市政道路的非机动车道等，透水沥青混凝土路面还可用于机动车道。

图1.1-16 透水铺装

2）绿色屋顶

绿色屋顶也称种植屋面、屋顶绿化等，根据种植基质深度和景观复杂程度，绿色屋顶又分为简单式和花园式，基质深度根据植物需求及屋顶荷载确定，简单式绿色屋顶的基质深度一般不大于150mm。

绿色屋顶的设计可参考《种植屋面工程技术规程》（JGJ155）。

适用于符合屋顶荷载、防水等条件的平屋顶建筑和坡度≤15°的坡屋顶建筑。

图1.1-17 绿色屋顶

3）生物滞留带

生物滞留设施指在地势较低的区域，通过植物、土壤和微生物系统蓄渗、净化径流雨水的设施。生物滞留设施分为简易型生物滞留设施和复杂型生物滞留设施，按应用位置不同又称作雨水花园、生物滞留带、高位花坛、生态树池等。

主要适用于建筑与小区内建筑、道路及停车场的周边绿地，以及城市道路绿化带等城市绿地内。

图1.1-18 生物滞留带

4）雨水花园

雨水花园指在城市地势较低的地方种植乔木、灌木和花草等植物的一种工程设施，其雨水利用院里是将雨水通过植物的截流与土壤的下渗作用过滤、净化雨水，以达到消减雨水径流量的作用。雨水花园的类型雨水花园根据不同的控制目标可以分为以控制径流污染为目的的雨水花园和以控制径流量为目的的雨水花园两种类型。

以控制径流污染为目，一般适用于径流污染比较严重的城市空间，如：停车场、城市广场、城市道路；以控制径流量为目的，一般适用于处理雨水水质相对较 好、汇流面积较小的城市空间，如：屋面雨水、庭院、学校、居住小区。

图1.1-19 雨水花园

5）生态树池

生态树池作为一种小型生物滞留设施，一般由种植土层、砂滤层、排水系统以及灌乔木组成。

适用于用地较紧张的场地建设，如城市道路分隔带、人行步道、停车场，以及公园、广场等。

图1.1-20 生态树池

6）雨水湿地

雨水湿地利用物理、水生植物及微生物等作用净化雨水，是一种高效的径流污染控制设施，雨水湿地分为雨水表流湿地和雨水潜流湿地，一般设计成防渗型以便维持雨水湿地植物所需要的水量，雨水湿地常与湿塘合建并设计一定的调蓄容积。

适用于具有一定空间条件的建筑与小区、城市道路、城市绿地、滨水带等区域。

图1.1-21 雨水湿地

（7）调节塘

调节塘也称干塘，以削减峰值流量功能为主，一般由进水口、调节区、出口设施、护坡及堤岸构成，也可通过合理设计使其具有渗透功能，起到一定的补充地下水和净化雨水的作用。

适用于建筑与小区、城市绿地等具有一定空间条件的区域。

图1.1-22 调节塘

（8）植草沟

植草沟指种有植被的地表沟渠，可收集、输送和排放径流雨水，并具有一定的雨水净化作用，可用于衔接其他各单项设施、城市雨水管渠系统和超标雨水径流排放系统。除转输型植草沟外，还包括渗透型的干式植草沟及常有水的湿式植草沟，可分别提高径流总量和径流污染控制效果。

图1.1-23 植草沟

（9）植被缓冲带

植被缓冲带为坡度较缓的植被区，经植被拦截及土壤下渗作用减缓地表径流流速，并去除径流中的部分污染物，植被缓冲带坡度一般为2%~6%，宽度不宜小于2m。

适用于道路等不透水面周边，可作为生物滞留设施等低影响开发设施的预处理设施，也可作为城市水系的滨水绿化带，但坡度较大（大于6%）时其雨水净化效果较差。

图1.1-24 植被缓冲带

1.1.2.3 清水产流机制及控制技术

清水产流机制是指在外源污染控制的基础上，通过陆地生态系统恢复→入湖河流污染控制与水质改善→湖滨缓冲带自然体系构建，实现流域水源涵养和水土流失控制→入湖河流污染控制与修复→湖滨缓冲带的截留与净化作用，流域内产生的地表径流依次经过这3阶段的净化后,实现地表径流“清水”入湖。

（1）流域清水产流机制及其修复理念

流域内入湖河流是湖泊水体污染物的主要输入通道。我国的许多湖泊，由于流域内强烈的人为活动造成大量污染物排放，使湖泊入湖河流水质污染严重。因此要治理湖泊,需立足于流域层面，通过综合措施，实现流域的清水产生、输送与入湖。

1）流域清水产流机制的概念

从湖泊流域径流的水体运行过程来讲，流域的产流、汇流与入湖包括如下几个过程：降雨产流、流域蓄渗、坡面汇流、河网汇流、汇流入湖。即降雨产生的径流，部分由土壤蓄渗，部分由坡面汇流形成地表径流，地表径流由河网汇流或坡面散流最终经由湖滨区进入湖泊水体。在径流入湖过程中，污染物也由径流携带入湖。由此，若径流的整个水体运行过程包括源头产流、坡面汇流、河流汇流，入湖过程中均污染较小、生态保持良好或净化效果较好，则径流最终为“清水”入湖，由径流携带入湖的污染物量会较小；反之，由径流携带入湖的污染量就会较大，若超过湖泊水环境承载力，则加重湖泊水体污染和富营养化。“流域清水产流机制”的概念，即根据不同湖泊流域的自然与社会经济现状特点，在调整流域经济结构、构建绿色流域的基础上，通过流域水源涵养与水土流失的控制保证源头清水产流，通过河流小流域的污染控制与生态修复实现河流汇流的清水养护与清水输送通道，通过湖滨缓冲区构建与湖滨带生态修复最终使“清水”入湖。山地水源涵养区、入湖河流区、湖滨区分别作为清水产流机制的源头区、污染物净化与清水养护区(径流通道)和湖滨入湖区，是构成清水产流机制的3个关键环节。

2）流域清水产流机制破坏原因

水源涵养区遭到破坏：该区域是清水产流区,对调节坡面径流、地下径流以及减少径流泥沙含量、净化水质等方面具有重要作用。由于垦荒和坡地种植等原因，使山区、涵养林、面山林地等遭受人为破坏，破坏后的生态恢复是一个相对复杂而漫长的过程。该区的破坏使清水产流区的功能日渐脆弱，导致土壤侵蚀与水土流失，不能为下游提供足够的清水。

污染物净化与清水养护区遭到严重破坏：该部分是清水产流机制中最重要的组成部分，对污染物起到拦截、削减以及净化作用。但由于人类活动的增加，改变了湖泊流域原有的以自然湿地、池塘、低洼地等为主的土地利用形式，取而代之的是大量农田、村镇、水库等，其污染物净化与清水养护功能遭到破坏。同时由于人口的聚集，城乡的快速发展，导致大量不透水地面的增加，阻隔了地面径流与地下径流的联系，使地下径流减少，破坏了地下径流对河流、湖泊进行清水补给的输送机制。

湖滨入湖区生态破坏：由于人类活动对湖滨缓冲带的干扰与破坏，缓冲带与湖滨带作为湖泊最后一道屏障的生态保护功能日益脆弱。湖泊流域人口往往滨水而居，使湖滨缓冲带生态系统基本被破坏，沿湖污染物直接入湖，对湖泊水体造成污染。

3）流域清水产流机制修复的理念

在湖泊水污染防治中，为保证湖泊清水入湖，必须进行流域清水产流机制的修复。从全流域出发，从源头产流区→污染物净化与清水养护区→径流湖滨入湖全程进行综合分析，采取小流域综合治理与生态保护相结合措施，由各个小流域清水产流机制的分别修复，最终带来整个流域修复的目的，保障清水入湖，从而使清水产流机制中清水的输送通道的水质及生态得以改善。流域清水产流机制修复思路见下图。

图1.1-25 流域清水产流机制修复思路

（2）流域清水产流机制修复技术路线

在进行湖泊清水产流机制修复时，需在调查研究和资料收集的基础上，对径流区水量平衡进行估算，计算与分析水土流失、村镇污染、农田径流等的污染情况，进行流域污染物产生量和入湖量估算；在此基础上，对流域清水产流的破坏原因进行诊断与源解析，分析清水量沿途丧失情况；并遵循清水产流机制修复的方法，分别提出清水产流区、污染物净化与清水养护区和湖滨入湖区这3个分区的修复措施。

流域清水产流机制是湖泊流域清水量平衡和污染物平衡相互作用的复杂体系，维持流域清水量平衡和污染物平衡对保障湖泊良好的生态系统与健康运作至关重要。清水产流区产生的清水经过河流通道和湖滨区，最后进入到湖泊中，维持足够的清水量入湖是保证湖泊良好健康的重要前提。分析清水产流机制平衡有2方面的意义，一是通过径流沿程水量与水质的变化分析水量与污染物量平衡；二是通过径流沿程水质的变化分析清水入湖量，并基于湖泊水环境承载力分析清水产流机制修复后应达到的清水量。

在维持水量平衡的同时，还应做到污染物的平衡，避免过量的污染负荷进入水体，导致水体中营养物质积累流域清水产流机制修复应用根据流域清水产流机制修复理论，流域清水产流机制修复分为3个区域的修复，即清水产流区修复、污染物净化与清水养护区修复、湖滨入湖区修复。

（3）清水产流区修复策略

清水产流区是清水产生的源头，对清水水质的产生和维持至关重要，一般来讲，清水产流区清水水质目标为地表水II类水质标准。该区通过涵养林、面山林地的保育，为清水产流体系提供充足的清水量，其修复策略为在现场调查研究的基础上，进行分流域分片区采用产流区涵养林保护、水土流失防治，农村农田污染控制、自然湿地保护、河流水质改善与缓冲带生态建设等技术，系统综合分析清水产流机制中的问题，提出修复的系统方案，实现源头区清水产流。

（4）污染物净化与清水养护区修复策略

本区承担了流域内大量的污染负荷，该区水质的维持是清水产流机制中最重要的环节，一般该区水质目标为地表水III~IV类水质标准。在清水产流机制修复中，河流是清水产流的主要输送通道，只有河流输送的是清水，才能保证清水入湖。因此，进行“污染物净化与清水养护区”的入湖河流的治理是清水产流机制修复的重点。该区是清水产流机制可能受破坏的区，通过对沿河村落、农田进行系统控源，并通过山前平原库塘、湿地对控源后低污染水进一步净化，控制污染物产生量与入河量。该区的修复策略为在对入湖河流、塘、库等调查的基础上，进行河流小流域分区，采用工业、村镇、农田等污染源控制为基础措施，在此基础上，通过自然湿地、塘坝修复、河道与河口生态修复等措施构建低污染水净化通道，使上游来水清水汇流并由入湖河流输送。

（5）湖滨入湖区修复策略

湖滨入湖区是保障清水入湖的最后一个环节，由于该区承担的大量污染负荷及清水产流机制最终水质要求，一般该区水质目标为地表水III类水质标准。该区的修复策略为在缓冲带与湖滨带现状调查与分析的基础上，确定缓冲带与湖滨带修复范围，采用拆迁与退田还湖、生态透水植被带、绿篱隔离带与灌草带建设、湖滨带生态修复等措施，修复清水的入湖通道，该区的生态修复和保护可以发挥对地表散流的良好净化作用，保证清水出流。

1.1.3 湖泊湿地内源污染控制技术

我国的湖泊以浅水湖泊为主，沉积物以及藻类代谢、死亡释放大量的营养盐，使得即使控制了所有外源污染，仍然无法在短期内把湖泊营养负荷降下来。所以内源营养盐负荷控制成为治理浅水富营养化湖泊的关键。湖泊内源污染表现为湖泊被污染后，底泥中逐渐累积了大量有机物质、营养物质、重金属、难降解有机物等污染物。通过对水体自身修复系统的恢复，主要为生态恢复，来让水体具有一定的自净能力，恢复湖泊良好生态功能。

湖泊内源污染控制以去除水体氮磷营养盐及其它污染物质为主要任务，通过种植水生植物、促进水体循环、清除底泥、换水等措施，达到控制内源污染的目的。

1.1.3.1 泥源污染控制技术

湖泊底泥污染底泥控制技术主要有原位处理技术和异地处理技术两类。原位处理技术是将污染底泥留在原处，采取措施阻止底泥污染物进入水体,即切断内污染源的污染途径；异位处理技术是将污染底泥挖掘出来运输到其他地方后再进行处理，即将水体的内污染源转移走，以防止污染水体。其中，原位处理技术主要包括原位覆盖与原位钝化技术。异地处理技术主要有污染底泥疏浚技术。

（1）物理化学方法

物理化学方法包括沉积物氧化、化学沉淀、底泥覆盖等，原理都是将磷束缚于底泥之中，从而抑制内源磷的释放。这种方法主要用于面积较小、风浪搅动较弱、湖底处于厌氧状态的水域。但是若水体的pH高于9，沉积物氧化和化学沉淀法均不能抑制内源磷的释放，此时可以考虑投加低磷含量的泥土，使其吸附水中的磷，并形成覆盖层，达到控制内源磷的目的。与底泥疏浚、引水相比，该方法在不增加水深的条件下，可为水生植被的恢复提供优质的生长环境。底泥覆盖指采用薄膜或颗粒材料（如粉煤灰、沸石等）覆盖湖底的淤泥，可以有效控制底泥中氮、磷等营养盐的释放，也可控制重金属及苯酚等持久性有机物的释放；此法的主要缺点是湖底表层新富营养层释放源会迅速形成。在我国，覆盖技术处于试验与探索阶段，大规模湖泊水体中的实践还较少。国内覆盖工程的首例是1999年巢湖市环城河河道采用了底泥疏浚后覆盖0.5米厚清洁细沙的工艺；2005年昆明在大清河整治中也采用了疏浚后覆盖卵石的工艺进行该河道底泥污染的治理。

（2）环保疏浚技术

环保疏浚技术包括疏挖范围及规模的确定、疏浚作业区的划分及工程量计算、污染底泥存放堆场选址、疏挖设备选配、疏挖施工工艺流程确定、堆场围埝及泄水口设计等。疏浚时一般采用绞吸式挖泥船，该船将挖掘、输送、排出等疏浚工序一次完成，它通过船上离心式泥泵的作用产生一定真空将挖掘的泥浆经吸泥管吸入、提升、再通过船上输泥管排到岸边堆场,是一种效率较高的疏浚工艺。污染底泥从水下疏挖后，输送到岸上，一般采用管道输送工艺，管道输送工作连续、生产效率高的特点，当含泥率低时可长距离输送，输泥距离超过挖泥船排距时，还可加设接力泵站。

底泥疏浚是指将含氮、磷浓度高的底泥直接从水体取出，以降低水体营养物质浓度。由于富营养化湖泊底泥中的营养盐比水体中要丰富的多，所以底泥疏浚可用于治理富营养化湖泊内源负荷，适用于动力扰动较弱的较小湖泊，其缺点是会使原水体沉水植物和底栖动物大量毁灭，破坏生态系统和削弱湖泊的自净功能，且该工程耗资巨大，投入产出不成比例。对于底泥疏浚，应用较为广泛，如云南滇池、杭州西湖和南京的玄武湖等。其主要不足之处除了以上方面，还在于大量疏浚底泥的堆置不仅占用空间，而且极易产生二次污染。此外，疏浚可能导致营养物和有毒有害物质与气体的悬浮与释放，破坏生物栖息地等。因此，该技术适用底泥淤积严重、营养极度富集且生境要求不甚严格的水域。此外，水深过浅的湖泊亦需疏浚，从而防止湖泊的老化。

（3）安全覆盖和安全固化

安全覆盖是在污染的底泥上覆盖一层或多层未污染的底泥、沙、砾石或人造地基材料，隔离污染底泥与水体，防止底泥污染物向水体迁移。安全固化是直接采用石灰等固化剂对底泥进行固化，以消除底泥污染，这一技术成本较高，但对底泥污染较重、湖水较深且缺乏处理疏浚底泥场地的城中湖是较好的办法。

（4）原位修复技术

原位修复技术主要包括浮岛技术、曝气技术等。国内外复氧工程和人工浮岛的运行经验表明，在重污染水体进行人工充氧能在较短的时间内降低水体中的有机污染物，提高水体溶解氧的浓度，增强水体的自净作用及改善水和沉积物的性状；人工浮岛则可通过不同类型植物的生长，进一步净化水质，为鱼类及鸟类等提供良好的生态环境，一定程度上恢复水体生态系统的生物多样性，起到消浪护岸和改善景观的作用。原位修复技术主要适用于污染严重、溶解氧含量低、水位较深、透明度低，底质为硬质或污染严重的淤泥，水生植被难以恢复的区域。对透明度较低、污染严重的景观水体应采用人工浮床、人工水草、曝气等方法实施原位修复工程。

（5）污染底泥堆场建设及底泥资源化方案

目前针对疏浚底泥的资源化利用方法通常是采用传统的物理处理法和热处理法，而在疏浚底泥的改良方面最常用的为化学处理法，即通过添加不同的固化材料，改良污染底泥物理力学特性，而制备成为工程用土，最终经过这些方法处理后的疏浚底泥都可以达到资源化再利用的目的。

1）吹填法

吹填法是指通过泥泵的作用，从吸泥管吸取污染底泥和湖水的混合物，经过排泥管输送至堆场方法，将疏浚底泥作为填土材料使用，在许多沿海国家和地区已经得到了广泛应用。

2）机械脱水处理法

由于疏浚泥的高含水率，为了使其转化为良好的工程材料，降低疏浚泥含水率是最为直接的方法。通常情况下，自然晾晒是最简单、最经济的方法，国内有许多内陆湖泊的疏浚工程均采用堆泥底场自然干化的方法，如杭州西湖、无锡五里湖的底泥疏浚工程。这种方法一般要设置堆场，占用大量的土地资源。底泥自然干化需要较长的时间，且易受天气的影响，一般实施较为困难。在国外，最为常见的是机械脱水工厂，就是采用离心脱水机或压滤机进行脱水的方法，尤其是对高含水率的疏浚底泥较为有效。较早的机械脱水工厂的工作能力一般较小，难以适应大规模、大疏浚工程的需要。近几年通过技术开发，改进了技术设备，处理能力已有较大提高。但机械脱水具有脱水工厂固定式的缺点、且一次性投资较高，另一方面是经过脱水处理后的疏浚底泥仍需进行二次处理才能满足资源化再利用的需求。

3）热处理法

热处理法是指疏浚污染底泥经过脱水后，通过加热、烧结等方法将底泥转化为建筑材料的方法，可以分为烧结法和熔融法两种形式。烧结是指通过将疏浚底泥加热至800～1200℃，使污染底泥脱水、有机组分分解、粒子之间粘结的过程。如果底泥具有适宜的含水率，则可以用来制成砖或墙体材料，也可作为水泥制造的原材料使用。熔融则是通过将疏浚底泥加热至1200～1500℃，使污染底泥脱水、有机组分分解、无机矿物熔化的过程。底泥熔浆结束后，经冷却处理可以制作成陶粒，可以用来代替砂、砾石或制成轻型陶土砖等建筑材料。主要优点是成品具有较强的附加价值，但其由于其处理能力、对疏浚的要求较高及需相对固定式的处理工厂，导致使用过程中具有一定的局限性。

（6）堆场余水处理方案

底泥疏浚工程通过对污染底泥的疏挖，消减了湖泊泥源负荷，为湖泊生态重建创造条件。堆场余水处理是底泥疏浚工程是否取得预期目标，防止二次污染的重要组成部分。环保疏浚过程中，污染底泥被泥泵叶轮打成泥浆输送到底泥堆场，经堆场自然沉淀后污泥留存于堆场，多余的水从堆场溢流排放，被称为余水。由于疏浚中污染底泥被打碎，强化了污染物的释放，使余水中含有大量的富含于底泥中的有机物、氮、磷、重金属等污染物，这些污染物大部分附着在细颗粒上，悬浮在余水中,很难沉降。因此，应采取必要措施，加速余水中细颗粒的沉淀，加药促沉法在国外已被广泛应用。

堆场余水采用合理吹填、污泥颗粒在堆场和二次沉淀池自然沉淀为主的处理方案，当不能达到排放水质要求时，采用投药促沉的方式处理。絮凝沉淀法是目前国内外用于去除水中悬浮物最常用的方法之一，絮凝沉淀法因动力消耗较小、操作弹性较大、对水质水量变化的适应性较强、药剂供应也较为方便、处理设施占地面积相对较小、成本低等优点，因此被广泛应用于堆场余水处理中。根据一般堆场的条件，絮凝沉淀法可以采用以下两种方式：①在输泥管中加入絮凝剂，利用管道泥浆的流速，使絮凝剂和泥浆在输泥管中快速混合，在堆场中反应沉淀，使细小的悬浮颗粒絮凝成大颗粒，迅速沉淀下来，降低了沉淀时间；②在堆场外设置混合池、反应池、沉淀池，堆场余水进入混合池并投加絮凝剂，在混合池余水内与絮凝剂快速混合，然后进入反应池内反应，再进入沉淀池内沉淀，保证出水的达标排放。

1.1.3.2 藻源污染控制技术

藻类受温度、光照、水的运动等诸因素的影响，具有不同的生存条件，可以利用不同的方法予以去除。自20世纪60年代以来，人们一直致力于研究控制蓝藻水华技术，一般来说，物理法和化学法是除藻技术的直接手段，而生物法是通过生物对藻类的控制来达到控藻目的。

（1）物理法

目前，物理法主要包括机械或人工打捞、黏土絮凝和遮光技术等方法。物理法表现得最为直接，它直接清除水体中的藻类,不会产生二次污染，但是由于需要昂贵的费用，因此该方法只能局限于小水体或大水体的局部水域。

在蓝藻的富集区，一般采用机械除藻措施，即采用固定式除藻设施和除藻船对区域内湖水进行循环处理。此法可以在短期内快速有效地去除湖水中的藻类，收获有商业价值的藻类还能获得一定的收益，但该法往往需要耗费大量的人力和物力，而且随着藻类的生长，还需要不断地进行收获。对于低浊高藻的湖泊水可用直接过滤除藻、微滤机除藻、膜过滤等，但原水中藻类特征、试验运行工况条件直接影响对藻类的去除效果。活性炭吸附对藻类、藻毒素的去除效果很好，但水中的有机物会影响活性炭的吸附，且活性炭再生也较困难，这使处理成本大大提高。此外，湖面遮光、曝气和超声抑藻技术等也有所应用，在一定程度上抑制了生物量的增长，但是均不能从根本上解决水体富营养化问题。总的来说，物理除藻虽然效果不错、无污染、无毒副作用，但工作量较大、一次性投入成本较高、时间周期较长。

遮光技术。主要是通过在湖面覆盖部分遮光板，控制了全湖藻类增殖。采用塑料制浮板遮光，覆盖面积为水面的50%～60%。遮光一个月左右微胞藻属消失，湖水明澈透底。此外，COD下降50%，pH值及溶解氧也显著减少，保持在4mg/L以上。特别显著的是水色和藻类的变化。

（2）化学除藻

目前，国内外普遍采用絮凝、抑制和综合方法进行化学除藻，它是利用化学药剂对藻类进行杀除。化学药剂一般要求为：高效、低（无）毒、无污染、无腐蚀；同时具有缓蚀、阻垢作用或能与缓蚀剂、阻垢剂配合使用，成本低，生产及运输安全，投药方便。目前，常用的杀藻剂主要有硫酸铜、高锰酸盐、液氯、二氧化氯、臭氧和过氧化氢等。化学法的主要优点是除藻速度快、效果明显、操作简便及一次性使用成本低。缺点是长期使用一种低浓度的化学药物会使藻类产生抗药性；且可能对环境产生污染，死亡藻类所产生的二次污染及化学药品的生物富集和生物放大对整个生态系统的负面影响较大；可以说这是一种短视行为或是一种权宜之计。因此，除非应急和健康安全许可，化学杀藻目前一般不宜被采用。1999年昆明世博会期间，采用了生化、微生物和化学的“综合抑藻法”的应急除藻试验，在滇池草海进行了大面积开放性生产试验，湖水透明度明显提高，藻类数量显著降低，水质感观和景观等均好于往年。

（3）生物除藻

生物除藻技术是利用生态平衡等原理对藻类的生长和繁殖进行抑制，从而达到控制藻体数量的目的。其机理是利用藻类的天敌及其产生的生长抑制物质来抑制和杀灭藻类。这类技术主要有以下几类：以藻制藻；用藻类病原菌抑制藻类生长；利用病毒控制藻类的生长；利用植物间相互抑制物质抑制藻类；发展滤食性鱼类；水蚤除藻；大麦秆控制水华藻类；微生物絮凝剂除藻和生物接触氧化等。对藻类的去除应尽可能采用生物方法，因为富营养化问题是一个典型的生态问题，生态问题只有用生态学的方法解决才最科学。而且，生物除藻不仅可以去除藻类和氮、磷等污染物，发展滤食性鱼类和种植高等水生生物还可以产生一定的经济效益。虽然生物除藻技术还不成熟，对于水体中复杂多样的藻类难以去除，但成本低，杀藻抑藻效果明显，效用持久，且无毒副作用，无腐蚀，极具发展前途，无疑将成为除藻技术努力发展的方向。近年来，生物除藻的应用也不断增多，如引进美国AM公司开发的复合微生物制剂用于云南滇池内湖草海的治理，还有利用EM复合菌液治理广西南宁南湖等，结果均表明，水体营养盐去除效果显著，藻类大量减少，水质得到了改善。

1）以藻制藻

通常选择水网藻，隶属绿藻门，体长可达2m，鲜黄绿色，由于其生长繁殖快、吸收肥料能力强等特点而与藻类水华生长竞争水体的营养(氮磷)，从而抑制藻类水华的发生。研究表明，水网藻对水体氨氮、总氮和总磷的去除率均在70%以上。

2）微生物絮凝剂除藻

微生物絮凝剂是一种由微生物产生的具有絮凝功能的高分子有机物，主要有利用微生物细胞的絮凝剂、利用微生物细胞壁提取物的絮凝剂和利用微生物细胞代谢产物的絮凝剂三种类型。利用微生物本身或产生的多肽、酯类、糖蛋白、黏多糖、纤维素和核酸等作絮凝剂，可以对包括藻类在内的大多数微生物产生絮凝作用，并且对环境无二次污染。另外水体恢复功能菌(RB)、利水剂、AEM菌、PSB光合菌等，都有较好的除藻作用。在滇池草海约800m围栏水域的现场实验中，光合细菌(PSB)净水剂对叶绿素a去除率在75%以上，藻量去除率在90%以上，平均透明度从0.3m增加到1.06m，具有操作简便，无二次污染产生等特点。

3）生物控制试剂

潜在的生物控制试剂包括病毒、细菌、真菌、放线菌和原生动物等,主要通过这些生物对藻类的裂解或摄食来达到控制藻类的目的。如寄生在蓝藻个体或群体的病毒能够裂解蓝藻，而这一类的病毒主要为肌病毒科(Myoviridae)、Styloviridae和短尾病毒科(Podoviridae)，被人们致力于控藻藻类水华。而细菌、真菌和放线菌这类生物控制试剂主要是通过释放酶或胞外的抗生素作用于蓝藻，从而达到裂解藻类的目的。此外，一些原生动物种类(如变形虫Amoebae、纤毛虫Ciliates和鞭毛虫Flagellates等)能够直接摄食蓝藻。

4）水生动植物调控

以浮游动物、鱼类控制浮游植物生物调控主要有以下途径：一是先向水体中投放适当密度的鲢、鳙鱼，藻类吸收水体中的氮磷→放养鱼类摄食含氮磷的藻类→捕捞成鱼带出氮磷→遏制水华、减轻水体富营养化；二是放养食鱼性鱼类如鳜鱼等→抑制野杂鱼（食用浮游动物）→增加浮游动物生物量（食用浮游植物）→减少浮游植物等现存量→提高水体透明度→增加水体自净能力；三是放养滤食性双壳类，即蚌类（滤食能力极强）→从而使其食物——浮游植物、细菌、腐屑和小型浮游动物减少→增加水体透明度，提高水体的自净能力。较典型的生物调控是用于小而浅的、相对封闭的湖泊系统，在营养盐管理已经失败的富营养化湖泊中，生物调控已显示出明显的治理效果，且费用低。但生物调控的稳定性不够，往往仅短期有效，因此其有效性仍存在很大的争议。而且，就技术本身而言也存在一些问题，例如难以保证有足够数量的食鱼性鱼类来控制食植物性鱼类种群。在富营养化藻型湖泊中，不存在食鱼动物产卵及栖息场所，食鱼动物、浮游动物种群并不稳定。因此，生物调控技术也有待发展和完善。国内应用较多的是放养鲢、鳙鱼，每平方米水体放养鲢、鳙鱼40~50克，可以有效控制水华，该方法在东湖、滇池、巢湖的水华治理中得到实际应用。

利用水生高等植物控制水体营养盐及浮游植物许多国家用大型水生植物污水处理系统净化富营养化的水体。

大型水生植物有凤眼莲、芦苇、狭叶香蒲等许多种类，可根据不同的气候条件和污染物的性质进行适宜的选栽。净化原理是植物和根区微生物共生，产生协同效应，净化水质。经过植物直接吸收、微生物转化、物理吸附和沉降作用除去氮、磷和悬浮颗粒，同时对重金属分子也有降解效果。水生植物一般生长快，收割后经处理可作为燃料、饲料，或经发酵产生沼气。但由于富营养化水体透明度低，水下光照不足，水生高等植物尤其是沉水植物无法获得足够的光能生长；此外，藻类亦可抑制水生高等植物生长，特别是蓝藻水华对水生高等植物往往有致命伤害作用。水生高等植物种群的稳定性也是相对的，如洪涝引起湖泊水位升高，沉水植物往往因得不到充足的光照而大面积烂死在湖底，同时引起与沉水植物共栖的鱼虾蟹类大量死亡，造成大规模的环境灾害。因此，需要加强生态系统的防御能力，如何恢复水生高等植物、如何使新建的种群适应环境变化以及环境灾变并逐步趋于稳定，这是水生高等植物恢复的关键。目前说来，此法是国内外治理湖泊水体富营养化的重要措施。如惠州南湖生态系统的修复与构建工程结果就充分表明，水生高等植物（特别是沉水植物）的恢复与重建是惠州西湖水质改善与稳定的关键。沉水植物能通过改善水下的光照和溶解氧条件，缓冲营养循环速度和增加水体稳定性，提高水环境质量。但是，我国的许多湖泊营养盐及富营养化程度很高，水生植被受到的污染胁迫压力往往超过了其耐受限度。因此，即使污染等胁迫压力去除后，水生植被仍难以自行恢复，而且湖泊的营养盐状况也难以降到较低水平，此时必须辅以其他措施，才能逐步恢复水生植被，以长期维持湖泊的清水态。

1.1.3.3 其他控制技术

除上述直接针对泥源污染和藻源污染的控制技术外，还有其他技术手段达到削减湖泊内源污染负荷的目的，主要包括引水、调水等生态补水工程。

通过引水、换水来稀释水中的污染物质可以降低藻类的浓度。苏州河在治理过程中，就运用调水工程明显改善了水质；较典型还有杭州西湖1986年开始的引水换水工程，目前引水量已达1.2亿立方米，并取得了一定的成效。对于水量小的水体来说，这是一种行之有效的方法，但对于蓄水量较大的水域，补水量太小起不到净化效果，提高补水量又造成水资源的大量浪费，费用高昂，且引水释污后往往会呈现藻类生长加剧的趋势，因此对于富营养化严重的湖泊，需谨慎使用。对于有热分层的富营养型湖泊，深层水中的营养物浓度一般比上层水的大，因此，将深层水导出成为另一条途径。苏州河在治理过程中，就运用调水工程明显改善了水质。对于水量小的水体来说，这是一种行之有效的方法，但对于蓄水量较大的水域，补水量太小起不到净化效果，提高补水量又造成水资源的大量浪费，费用高昂，且引水释污后往往会呈现藻类生长加剧的趋势，因此对于富营养化严重的湖泊，需谨慎使用。对于有热分层的富营养型湖泊，深层水中的营养物浓度一般比上层水的大，因此，将深层水导出成为另一条途径。

1.2 湖泊湿地生态恢复

湖泊水环境污染与富营养化的治理重点就是构建生态工程，利用生态的方法解决生态问题。生态恢复指恢复湖泊湿地生态系统合理的结构、高效的功能和协调的关系以重建受损生态系统的功能以及相关的物理、化学和生物特性，主要利用相关生物和生态学原理将功能和形态受损的湖泊恢复到未受干扰的状态。近年来，各国开展了湖泊湿地生态修复的工作，包括对生态修复原理、方法的探究和实际场地生态修复工程的应用。

1.2.1 湖内生态修复技术

湖内生态修复一般采用水生植物修复技术。水生植物按生态类型，可分为沉水植物、飘浮植物、浮叶植物、挺水植物。利用特定技术，还可以将浮游藻类、陆生植物应用于湖泊污染水体修复中。目前国内外学者对植物修复富营养化水体进行了诸多研究，取得了一定的成就，筛选出了一些优势种。现在国际上公认的淡水水生修复植物有宽叶香蒲、芦苇、苦草、凤眼莲、软水草和狐尾草等，经验证它们对水中的营养物质和污染物均具有很好的吸收作用。

与传统的一些处理方式相比，它的优势在于：低投资、低能耗、处理过程与自然生态系统有更大的相融性等。植物系统对富营养化水体的净化作用，主要是通过植物的吸收作用，根区微生物的降解作用，植物的吸附、过滤和沉淀作用，植物抑制藻类生长的作用以及作为生态系统的生产者来调节其他生物种类和数量的作用来完成的。植物为主的富营养化水体修复系统为低能耗处理系统，主要能源为太阳能。在富营养化水体处理的过程中，同时还可回收资源和固定能源。另外，处理过程中基本不使用化学品，没有有害副产物的产生，是一种非常环保的处理技术，具有以下优势：①净化所需的能源由光合作用提供；②许多植物具有美学价值，能改善景观生态环境；③植物可被收割和利用，创造新的价值；④能固定土壤或底泥中的水分，防止污染源进一步扩散；⑤为降解微生物提供了良好的栖息场所，有利于微生物的生存。水生植物庞大的根系为细菌提供了多样性的生境，且植物可输送氧气至根区，有利于微生物的好氧呼吸。目前，国内外应用较多的水生植物修复技术主要有人工湿地处理技术、生态浮床技术等。

（1）生物膜技术  

生物膜法是指当比表面积较大的载体上富集着大量微生物时，若是这些微生物含有丰富的氮和磷等营养物质，这种载体就能有效地拦截、吸附、降解这些物质，进而对水中的污染物进行分解，转化出多余的氮、磷等营养物质，从而达到污染水体进行净化的作用。

（2）人工湿地处理技术。

与农业面源污染控制中的人工湿地处理技术相似，利用基质－微生物－植物这个复合的生态系统，综合物理、化学和生物的三重协调作用，通过过滤、吸附、共沉淀、离子交换、植物吸收和微生物分解来实现对废水中有害物质的去除，同时通过营养物质和水分的循环，实现废水的资源化和无害化。

人工湿地系统对藻毒素、总氮、总磷有一定的去除作用。但是其净化效率随季节的变化非常大，在低温的冬季，植物大量死亡，其处理效果随之下降。因此，如何提高人工湿地的净化效果以及解决植物的越冬问题均是人工湿地研究的重点。

（3）生态浮床技术

生态浮床技术是按照自然规律，运用无土栽培技术，以高分子材料为载体和基质，采用现代农艺和生态工程措施综合集成的水面无土种植植物技术。该技术利用植物在生长过程中对水体中氮、磷等元素的吸收及植物发达根系和浮床基质对水体中悬浮物的吸附，富集水体中有害物质，利用植物根系释放出大量能降解有机物的分泌物，加速有机污染物的分解；一些植物还能分泌化学克生物质，抑制浮游植物生长。随着部分水质指标的改善，尤其是溶解氧大幅增加，为好氧微生物繁殖创造了条件。通过微生物对有机污染物、营养物的进一步分解，使水质得到进一步改善，最终通过收获植物体的形式，将氮、磷及吸附积累在植物体内和根系表面的污染物完全迁出水体，使水体中的污染物大幅减少，水质改善，为水生生物、特别是沉水植物的生存和繁衍创造了良好的生态环境条件，为最终修复水生态系统提供了可能。

该技术具有如下几个特点：①可将原来只能在陆地上种植的草本陆生植物种植到自然水域水面，从而扩大了植物可种植范围。②生态浮床通常采用废弃塑料泡沫板作为浮体的载体，避免塑料泡沫大量堆放产生的二次污染。③生态浮床不受光照等条件限制，可避免沉水植物人工种植后，由于受光照等生境条件的影响而无法正常生长的现象发生。浮床植物生物量高且容易收割，可实现污水资源化利用。④浮床陆生植物不仅可以净化水质，还可创造一定的经济效益并起到美化景观的作用。

（4）水生动物修复技术

国内外许多学者和研究人员作了大量的研究工作，探讨水生动物对水体中有机污染物和无机污染物的吸收和利用。尤其利用湖泊生态系统食物链中的蚌螺、草食性浮游动物和鱼类，对富营养化水体中的营养盐类、有机碎屑和浮游植物进行直接吸收，取得了明显的效果。

研究表明在水体富营养化的防治过程中，除了考虑对藻类等浮游植物进行防治，对浮游动物的防治也不能忽视。防治浮游动物繁盛最有效的方法是放养鳙鱼，而鲢鱼的放养通常是为了消除浮游植物。鲢鳙的放养量以及如何搭配亦值得研究。鲢鳙混养时，鲢鱼大量摄取浮游植物，从而抑制了以浮游植物为食的浮游动物的生长和繁殖；如果鳙鱼的数量放养过多，鳙鱼就得不到足够的食物，生物量受到抑制，放养太少，不能充分利用饵料而影响其产量。合理搭配鲢鳙的放养数量，可充分利用天然饵料，从而减少浮游植物和浮游动物的数量，这样既可治理水体的富营养化，又可提高经济效益，是一项非常值得研究的生物修复技术。武汉东湖的围隔试验证明了链鱼和鳙鱼能有效控制蓝藻水华，并指出当放养的鲢鱼和鳙鱼的有效生物量达到46~50g/m2时，可有效地抑制水华的发生。

1.2.2 湖滨带修复技术

湖滨带湿地恢复位于水体和陆地生态系统之间的生态交错带具有过滤、缓冲器功能，它不仅可吸附和转移来自面源的污染物、营养物，改善水质，而且可截留固定颗粒物，减少水体中的颗粒物和沉积物。同时湿地可以提供生物繁育生长的栖息地，对于保护生物多样性、减少洪水危害、保持水土等具有重要意义。可以肯定的是，在湖泊周边建立和修复水陆交错带，是整个湖泊生态系统恢复的重要组成部分。湖滨带是湖泊的重要组成部分和最后的保护屏障，加强管理和重建湖滨带工程是湖泊环境保护的重要工作。湖滨带湿地恢复应该选取当地生长适宜性强、污染物净化能力较强、经济价值较好以及与周围环境协调性好的植物。湖泊周围一般有很多坑塘或藕塘等，可改造为湿地净化系统，增设配水和排水系统。湖滨带的综合利用，既可净化废水，又可开发利用。

（1）湖滨带基底修复

基底修复的目的主要包括：①控制沉积和侵蚀，保持湖滨带物理基底的相对稳定；②解决风浪、水流等不利水文条件对湖滨带生物的负面影响；③对由于人类活动改变的地形地貌(如鱼塘、村落、堤防)进行修复与改造；④对底质的物理化学性质进行适当的调整和改造。基底修复内容主要包括物理基底稳定性设计和基底修复与改造。

针对湖滨带被侵占与破坏的现状，对湖滨带地形、地貌、底质进行适当的改造，改善水流和物质循环状况，调整和改造底质物理化学特性，以恢复湖滨交错带复杂的生境，满足生物要素所要求的基底条件；基底修复与改造以湖滨带原有状态及其发育特征为参考，尽量减少工程措施。

1）基底地形地貌的修复

基底地形地貌改造主要包括侵占物拆除、地形平整和重建。侵占物拆除指将侵占湖滨带的鱼塘、房屋等构筑物拆除；基底平整指根据水生生物生存要求因地制宜地对地形进行整理，包括不合理的沟谷、凸脊、坑塘等平整和改造，植被重建区地表植物的清理；基底重建指再塑原有基底，重建湖滨带生境。

部分湖滨带应结合动植物生长的需要，适当布置相关的构筑物，如鱼礁，底栖动物生长的基质等；部分湖滨带视其水质净化需求，可结合湖滨带地形改造增加布水等设施，布设埂、坑塘、过水通道构筑物，增加湖滨带水质净化效果。

2）基底底质的调整

基底的底质物理化学特性调整改造包括淤泥清除、污染底泥覆盖、部分换土等，以满足水生生物生长、栖息要求，同时也减缓湖滨污染底泥在风浪作用下再悬浮，防止其影响植被恢复。乔草带除特殊物种有特殊要求外，一般无需调整底质的物理化学特性；挺水植物恢复区为增强生境多样性，可适当清理污染底泥及腐殖质堆积区，或采取覆盖、部分换土的方法进行土质调整；沉水植物恢复区应清除淤泥，加强植物根系固着能力，针对清水型植物恢复区，应清除污染底泥，以维持良好水质和底质。

3）典型基底改造设计

村落、鱼塘、农田往往是进行基底改造时的主要土地利用形式，针对这几种典型基底开展改造设计，以达到不同生态功能需求。

①鱼塘基底改造设计

a.全部拆除设计

鱼塘塘埂暂时保留，待湖滨带生态系统恢复到一定规模后再全部拆除，并通过基底改造，恢复至原滩面高程。拆除鱼塘的废弃物运出湖滨区处理。局部风浪作用强烈区段，可用鱼塘拆除材料进行人工仿自然方式护坡。

b.部分保留设计

将鱼塘塘埂拆除至水面以下而仅留塘基，上部石料与塘埂内的土料混合后，就地抛填在塘埂两侧，形成斜坡；同时间隔将塘基清除，使塘基呈散落状分布，内外土层沟通，以利于湖滨带生态系统的演替。

c.不拆设计

若需将鱼塘改造成湿地净化系统，可保留鱼塘塘埂现状，基本不拆除。将不同塘埂之间开挖，使其水流相通。

②村落基底改造设计

清除民房人工填筑的直立砌石基础，就近抛填在湖滨区，使湖滨带滩地恢复成原有平缓渐变、高低错落自然的岸坡；将宅基按自然坡比拆除至水面以下，上部石料与宅基内的土料混合后，就地抛填在宅基外侧，形成斜坡。这样既不影响湖滨带生态结构的完整恢复，又适当保留了村落下部基础，发挥其护岸固岸与消浪的作用，为水生植物的生长与恢复创造有利条件。

（2）湖滨带群落配置设计

恢复初期，首先选择合适的修复模式，筛选较大的生态耐受范围及较宽生态位的先锋植物种类，以适应初期的生境环境，补充缺失植物带，初步构建水生植物序列；恢复中期，湖滨带物种多样性不高，植物配置以填补空白生态位为主，对群落结构进行优化，使原有群落逐渐稳定；恢复后期，应充分考虑湖滨动—植物整体生态系统的健康性、稳定性，全面恢复水鸟、鱼类、底栖动物、水生植物等高级生态系统，保育和维护湖滨带生物多样性。

植物物种选择上，以生物多样性保护为主的修复区，应根据历史调查数据，确定合理的物种数及种类，在此基础上，尽量多地选择物种；以入湖径流净化为主的修复区，应选择耐污且污染物富集能力强的本土物种；以水土保持与护岸为主的修复区，应选择固土能力强的物种。

1）先锋种的选择

筛选先锋种应考虑水生植物生物学特性、耐污性、对N、P去除能力及生态系统演替规律，并遵循：①满足功能需求；②本地种优先；③适应当地环境；④最小风险和最大效益原则。

2）植物群落配置

水生植物群落的配置常以植被的历史演变特征或相近健康湖滨带的群落结构为参考，配置多种、多层、高效、稳定的植物群落，主要措施包括确定合适的物种数、进行合理的空间配置和季节性演替节律匹配等。

一般情况下，由沿岸向湖心方向依次配置由乔灌草、挺水植物、浮叶植物和沉水植物所组成的植物系列。节律匹配可保证植物群落生态环境功能具有较强的周年连续性。

3）动植物群落优化配置

通过一定的措施或生境干扰，调整各种群组成的比例和数量、种群的平面布局，以优化种群稳定性。主要措施包括生境控制、人工捕捞收割、引入竞争种等，但在引入时要谨慎。

通过栖息地生境营造、食物补充、人工招引和野化放归等措施，实现湖滨动物群落优化配置。生境营造包括调整水位及水域面积、营造生境阻断、恢复自然驳岸、营造鱼洞和微生境等。

1.3 湖泊湿地环境管理

湖泊湿地流域管理是指通过对湖泊—流域的相关生态学进行系统分析，并在此基础上制定生态恢复措施和生态系统管理对策的综合性研究。以湖泊—流域生态系统管理的概念、目标和原则为基础，通过生态系统综合评价和管理模型研究，提出适应性的管理对策和管理机制。

1.3.1 流域环境管理

在流域系统控源、清水产流机制修复与水体生境改善的同时，从全流域角度出发，治理和管理相结合，通过全流域环境综合监管,包括污染源监管与监测、垃圾污染管理、河流监管与监测、水源涵养林及生态管理、水环境监测与管理及平台建设等，使湖泊水污染防治合理、经济而有效。

目前，我国对于水环境是按水体所属行政区进行管理，同一条河流、同一个湖泊或海域可能由几个地区管辖。各行其事的结果，导致水资源不合理的利用和浪费。无节制地引水、截水，造成水资源过度地开发；不控制甚至不经处理任意排污，造成水体污染呈整体或流域化趋势；上游森林大量砍伐，盲目地围垦造田，造成水土流失；这些最终导致生态环境破坏，引发了上中下游或干支流之间发及各部门各地区在水资源和水环境容量利用上的矛盾。

流域是人类活动与自然资源、环境之间相互联系、相互作用、相互制约的整体。因此，水环境具有整体性、方向性和复杂性的流域特征，是一个自然—社会—经济的复合生态系统。

流域水文单元的连续性与行政区域的分割性普遍存在，在总量有限的前提下，水资源生态服务功能与经济利用价值的双重特性易造成流域整体福利与地方利益的冲突。因此，流域管理与区域管理的矛盾是普遍存在的。由于流域规则和区域规则的不兼容，我国流域管理存在着“碎片化”的内在本质，而涉水机构的内在复杂性以及相互之间的“领域”争斗，加剧了流域公共治理的碎裂程度。

1.3.2 管理问题分析

目前，我国湖泊管理存在的主要问题如下。

（1）条块分割、“多龙管湖”的管理体制不利于湖泊的高效管理

我国现行的湖泊管理体制呈现条块分割、“多龙管湖”的局面。在横向管理上，湖泊水资源归属于交通、水利、渔业、环保、市政和林业等十多个部门分工管理，各部门之间的管理职责有明显的交叉与重合，部门之间的责、权、利关系不清晰，各自为政，缺乏沟通和协调的问题比较突出，形成“多龙管湖”的局面。在纵向管理上，形成了中央统一管理和地方辖区管理相结合的特征。地方管理机构(如地方环保厅、水利厅等)受中央直属部委统一管理，而同时又隶属于地方政府管理，缺乏独立的管理权限，导致地方管理机构往往难以执行中央管理部门对其的要求，呈现条块分割管理状况。此外，我国大部分湖泊并未从流域的角度进行综合管理，只有部分重点湖泊设有流域管理机构，作为国家有关部委的派出机构，其与地方行政机构之间的协调性较差，对湖泊流域进行综合管理的作用有限。现行这种条块分割、“多龙管湖”的湖泊管理体制使得我国湖泊管理职责不清、部门协调困难，导致了我国湖泊管理一些问题长期得不到解决。

（2）湖泊法律法规体系与发达国家存在一定的差距，体系的完整性和系统性有待加强

湖泊管理的法律法规体系是一个体系化的互相联系的有机整体，应形成由基本法律和与之相配套的一系列法规、实施细则组成的严密体系。一些发达国家专门有针对湖泊保护和管理的基本法律，如日本早在1984年就在全国颁布实施了《湖泊法》。但迄今为止，我国尚没有一部专门针对湖泊保护和管理的国家基本法律，这导致我国湖泊管理内部法律法规之间缺乏协调，各为体系，尚未组成一个有机的体系。国家层面的由各部门制定的如《水污染防治法》、《渔业法》等，以及地方政府各自制定的湖泊保护法律法规之间，皆因缺乏一部具有协调性的基本湖泊法而导致彼此之间缺乏协调衔接，甚至存在相互矛盾和歧义之处。此外，虽然一些地方政府制定了地方性湖泊保护条例，但实施力度不够，且很多地方政府至今尚未出台相应的湖泊保护地方性法规。由此可见，我国湖泊管理法律法规体系存在结构性缺陷，与发达国家存在一定的差距，体系的完整性和系统性有待加强。

（3）水质管理模式下的标准、监测、评估体系难以实现湖泊的可持续利用与发展

从我国湖泊管理的标准、监测、评估体系现状情况来看，我国的湖泊管理尚处于一种以水质管理为核心的管理模式。目前我国湖泊管理适用的标准主要为湖泊水质方面的标准，包括水质评价标准、水质采样标准以及水质保护标准等。而涉及湖泊生态系统的标准，如湖泊水生生物相关标准、沉积物相关标准、生态健康及安全等相关标准尚属空白。此外，我国湖泊监测网络的覆盖度及管理信息化水平还不能满足湖泊治理新形势的要求。

在一些重点湖泊目前已初步建立了信息化管理系统，如太湖建立了全覆盖的监测监控网络，在湖内、湖岸、水下、船上均布设了蓝藻监视点，还利用环境卫星加强遥感监测，形成了水陆空“三位一体” 监测网，同时加强了蓝藻预警。但其他大多数湖泊尚未启动该项工作。另外，目前的湖泊水质监测网络、水文监测网络建设相对较强，水生态监测网络相对较弱；对湖泊的水质评估比较重视，对湖泊生态系统的健康及安全评估尚处于起步阶段。湖泊是一个复杂的生态系统，水质仅仅是生态系统健康状况的一个表现形式，急需从生态系统角度对湖泊进行综合管理。

（4）湖泊管理中的公众参与不足

公众环境意识及公众参与是发达国家湖泊管理成功的基础和宝贵经验。如日本治理琵琶湖，开展了用肥皂代替合成洗涤剂的全民运动，削减入湖污染负荷。加拿大在圣劳伦斯河的治理过程中，积极鼓励社区群众参与治理流域水污染，据统计，平均每年有15200人参加流域治理，义务工作时间达16万h。瑞典水环境治理的成功动力是公众对高质量水环境的追求。

由于公众参与机制缺乏以及公众环境参与意识薄弱，导致我国公众环保意识和公众参与度与发达国家相比存在相当大的差距。存在公众参与总体水平偏低，参与程度不高，参与效果不理想，参与渠道、途径不多、不通畅等一系列问题。目前，中国公众参与湖泊管理的各种形式均存在一定的局限。具体而言，多方参与协商模式面临的主要问题是由于相关利益方的代言组织还没有发育完全，很多情况下是由相关政府部门代行，并不能完全代表相关利益；公众听证方式的主要问题是参与者选择易受主持方操控，由于信息不对称，听证会代表难以对听政方案提出实质性的抗辩意见，听证记录对政府决策缺乏明确的约束作用；专家论证方式的主要问题是参与者不代表相关利益，存在不负责任的道德风险；征询意见的方式面临的主要问题在于公众意见发散，且易受舆论误导，这种方式对政府决策发挥的作用有限。

因此，完善我国公众参与机制，提高湖泊管理中公众参与的任务仍然相当艰巨。

1.3.3 环境管理策略

从我国湖泊管理的现状及主要问题来看，目前我国湖泊管理存在的种种问题的根源在于条块分割、“多龙管湖”的管理体制和传统落后的管理模式以及管理的科技支撑不够。因此，探索我国湖泊管理新体系，首先应实现管理思路的两大转变：第一，从“多龙管湖”向流域综合管理转变；第二，从水质管理向湖泊生态系统管理转变。在此基础上，依托科技创新，通过对湖泊管理体制机制、政策法规、规划标准、监测评估体系等方面进行系统创新，建立我国湖泊流域生态系统综合管理新体系。

（1）建立“一龙管湖”的湖泊流域综合管理体制

当前，西方学者对湖泊管理制度所持观点主要有下述三种：政府集中控制管理；实行私有化；由利益相关方(当地的居民、学术组织、大学、环保组织等)自主管理。后两种管理方式适合于小型湖泊，而较大面积湖泊基本上都是由政府管理。政府主导的湖泊管理体制主要有：

1）由湖泊管理协调委员会组织协调，政府多部门合作管理并负责具体实施。湖泊管理协调委员会通常由不同的政府部门组成，没有独立的财政预算和专门的工作人员，职能相对较弱。

2）由湖泊管理协调机构(coordinating agency)协调各部门或地区(国家)之间的湖泊管理行动，但不具体执行管理任务。湖泊管理协调机构有独立的财政预算，甚至有立法权，通常为一个常设机构独立存在，或挂靠在某个部门。如五大湖国际联合委员会(IJC)是由美国、加拿大各委派3名代表组成，下设水质董事会(WQB)作为主要顾问，30多年来促成了两国水质协定的签署和美国清洁水法的有效执行。

3）由综合湖泊管理机构(integrated management organization)负责并实施，具有协调、开发和管理等管理职能，并有制定管理法规的权利，相当于一级政府的组织机构。如日本琵琶湖管理，通过设立县市町镇联络会议制度和由中央政府与地方共同组成行政协议会，对水质保护、水产业、旅游业、土地利用等方面实行以流域为单元、政府主导与全民参与的综合管理模式。

我国现行的湖泊管理体制涉及到环保、水文、地质、渔业等多个部门，呈现条块分割、“多龙管湖”的体制顽疾。借鉴国外湖泊管理经验，结合我国国情，我国湖泊应按照流域为管理单元，建立“一龙管湖”、流域管理的湖泊流域综合管理体制，实现湖泊统一协调的高效管理。通过建立具有一级地方行政职能的湖泊流域管理机构，专门负责湖泊流域的管理、协调和开发，并应有制定相关管理法规的权利。负责对湖泊流域进行统一规划，提出相关政策法规标准，组织开展相关技术研发、生态环境监测、信息交流等。对于跨行政区域的湖泊建立上述机构显得尤其重要，因为只有打破行政分割，实行统一管理，才能真正实现流域系统管理。

（2）湖泊流域生态系统管理的政策法规体系

在湖泊流域生态系统管理理念的指导之下完善我国湖泊管理的法律法规体系。首先，我国急需研究制定一部专门针对湖泊保护和管理的国家基本法律。对湖泊流域生态系统管理体制、综合规划等一系列问题做出强制性的规范。同时，要将湖泊视为生态系统进行保护和开发利用，将湖泊生态承载力等问题纳入法规范围中，实现湖泊的永续开发、利用。

此外，我国湖泊众多，成因各异，湖泊周边生态情况各有特点，湖泊与入湖河流的水文关系、流域的经济发展水平与产业结构以及排入湖泊中的污染物构成与数量各有差别，很难找到条件完全相同的两个湖泊。因此，湖泊流域生态系统管理法律法规体系的构建中应考虑这个问题，因地制宜，针对特定湖泊制定相应的法规政策，在湖泊基本法的指导之下实现“一湖一法”、“一湖一策”。

（3）基于湖泊流域生态系统管理的规划体系

湖泊流域生态系统是由湖泊及其流域和其间生存的人所组成的一个兼具自然属性和社会属性的复合系统，应在湖泊流域管理及生态系统综合管理思路的指导下，科学编制湖泊流域生态系统管理规划。

（4）加强科学研究，健全和发展流域生态系统尺度的监测、标准及评估体系。

1）监测网络

在健全现有湖泊监测网络的基础上，采用传感器技术、现代无线通讯技术、计算机技术和信息技术，对湖泊流域的水资源、生物资源、水质及其空间分布等进行流域生态系统尺度的实时监测和动态管理。开展动态的、流域生态系统尺度的湖泊监测，为湖泊资源合理优化配置，开展湖泊水资源和环境污染状况的调查、评价和管理奠定基础，实现湖泊管理由粗放式向精细化、信息化转变。

2）标准体系

开展我国湖泊流域生态系统标准体系的研究与制定，建立湖泊流域生态管理标准体系，在水质标准的基础上，制定水生生物资源标准、营养物标准、水体沉积物质量标准、富营养化标准、湖泊生态健康及安全标准等。

3）生态评估体系

在健全的监测网络和标准体系之下，超越传统的湖泊水质评价范围，建立我国湖泊生态系统健康安全评估体系。湖泊生态系统健康安全评估体系应包括：湖泊水生态健康评估、流域活动影响评估、湖泊生态服务功能评估以及湖泊生态灾变评估四项内容，以及湖泊生态安全综合评估，形成“4+1”的湖泊生态安全评估体系，并在全国范围内的湖泊中进行推广。

（5）加强湖泊流域生态系统管理保障体系建设

1）协调好流域管理与行政管理的关系，重点发挥行政管理的推动作用建立湖泊流域综合管理体制，并不意味着政府行政管理能力的丧失，行政职能仍需发挥积极的推动作用。如云南省和昆明市对滇池治理实行“河(段)长负责制”，由市级四套班子领导担任“河长”，河道流经区域的党政主要领导担任河“段长”，对辖区水质目标和截污目标负责，实行分段监控、分段管理、分段考核、分段问责，取得了不错的治理成效。

另外，如无锡太湖的蠡湖，当地政府大力推行铁腕治污，加大行政执法力度，使得蠡湖成为国内水质最好的城区内湖。上述的一些经验值得在全国湖泊管理过程中借鉴和推广。

2）构建公众参与体系，实质性推动公众参与湖泊的保护和管理

公众参与是推动环境保护可持续发展的重要力量之一。这是一种“自下而上”的力量，也是一种可持续的力量，更是一种遏制环境违法的“大规模建设性武器”。针对我国湖泊管理过程中缺乏公众参与的现状，急需构建管理湖泊流域的公众参与体系。进一步完善公众参与机制，如相关法规的制定要广泛听取公众的意见，搭建平台让公众充分表达自己的意见和诉求等；进一步加强宣传和教育，提高公众的环境保护意识，积极参与湖泊管理；加强信息化平台建设，方便公众及时获取相关信息。通过建立完善公众参与机制，形成全社会共同监督、管理湖泊的合力。

3）建立专项资金保障制度，构建新的融资机制建立稳定、可靠的湖泊湿地治理资金保障体系

中央及地方政府应加大对湖泊水资源管理和保护的财政投入，同时应探索构建新的投融资机制，鼓励民间资本进入，以解决湖泊治理资金投入不足的问题。同时，应制定合理的水价与污水处理费，提高水资源再生利用率，降低污水排放量，从源头解决水资源短缺和水污染问题。

1.3.4 环境管理技术

湖泊流域的生态管理模式包括4个方面的内容：一是土地生产力的管理，应坚持发展生态经济不超过资源环境承载力；二是资源利用结构的管理，以水土资源为主，进行资源利用功能区划，确保土地利用变化程度小于生态系统的自我修复能力；三是生态系统健康及生物多样性保护的管理，确保生态系统内部物质循环的连续性、结构的复杂性和功能的完整性；四是生态系统退化及污染防治的管理，分析生态系统退化的驱动力和成因，通过多手段调控，减轻系统压力，增强生态服务功能，提高资源环境承载力。

湖泊流域生态管理的技术包括3S技术、生态监测及预警管理技术、非点源污染控制技术等。3S技术是遥感技术(Remote sensing，RS)、地理信息系统(Geography information systems，GIS)和全球定位系统(Global positioning systems，GPS)的统称，是空间技术、传感器技术、卫星定位与导航技术和计算机技术、通讯技术相结合，多学科高度集成的对空间信息进行采集、处理、管理、分析、表达、传播和应用的现代信息技术。基于“3S”技术的地表过程动态模拟，以地理空间数据为基础，具有多分辨率、多维显示的专业化数字系统，达到对流域管理决策的支持。生态监测和预警主要针对区域资源进行统一配置和管理，对生态系统进行优化调控并形成预警机制，防治灾害事件的发生。非点源污染控制技术包括源头污染控制生态管理技术和过程控制生态管理技术。其中，源头污染控制的生态管理技术包括生态农业技术、土地利用技术和农业废弃物循环利用技术。过程控制的生态管理技术包括前文提及的湿地技术、水塘、缓冲带构建技术等。

1.4 实践案例分析

分别对国内外的湖泊湿地水环境污染控制实践案例进行整理，选取滇池湿地水环境治理和国外17个大中小型湖泊为典型案例进行实践经验分析。

1.4.1 国内案例分析

滇池是世界关注的高原湖泊，是长江上游生态安全格局的重要组成部分。滇池湿地的保护治理是我国生态环境保护和水污染治理的标志性工程。经过近20年的不懈努力，滇池水污染防治成效逐步显现，营养状态已由重度富营养转变为中度富营养，水质企稳向好，蓝藻水华发生规模和频次不断下降，流域生态环境明显改善。但湖泊富营养化仍然存在，产生规模化藻类水华风险依然较大，水生态系统仍然脆弱。

“十三五”期间，滇池湿地的保护治理进入攻坚阶段。党的十八大及五中全会对生态文明建设及水环境保护提出了新理念和新战略，为滇池保护治理提供了新的历史机遇。按照习近平总书记提出的“节水优先，空间均衡，系统治理，两手发力”的治水思路，认真落实国务院《水污染防治行动计划》，以环境质量改善取信于民，深入推进以滇池为重点的水环境综合治理，构建人与城市、城市与自然和谐发展的生态家园。

1.4.1.1 环境问题诊断

（1）滇池环境约束条件复杂，治理难度大

滇池位于昆明主城下游，地处流域最低点，是流域唯一汇水和出水通道，也是城市及农村生产、生活污染物唯一受纳体；流域水资源缺乏，且开发利用过度，生态用水不足，内源累积性污染严重；滇池属宽浅型半封闭高原湖泊，换水周期长，自净能力差，水生态系统退化严重，易发生蓝藻水华。以上特点决定了滇池治理难度大，治理周期长。

（2）流域资源环境约束趋紧，产业布局亟待优化调整

滇池流域以约占云南省0.75%的土地面积承载了全省约23%的GDP和8%的人口，是云南省人口高度密集、城镇化程度最高的地区，污染排放超过了环境承载力。“十三五”期间，滇池流域经济社会仍将持续增长，预计GDP年均增长9%左右，新增常住人口20万以上；流域污染排放负荷持续增加，化学需氧量、氨氮、总氮、总磷产生量与2015年相比，预计分别增长13%、10%、5%和4%；目前滇池流域污染负荷已超环境容量，需从产业结构与布局、人口分布与规模、城市发展空间与布局等方面优化调整，协调经济社会发展和滇池保护治理间的关系是重点和难点。

（3）水污染形势依然严峻，控源截污治污体系尚需完善

昆明主城老城区合流制排水系统短期内难以改变，雨季合流污水溢流严重；新城区分流制排水系统不完善，管网存在错接、漏接，部分排水设施老旧；城市雨污负荷尚未得到有效控制，城市面源已成为滇池第二大污染源，需加强城市雨污混合水的收集处理；环湖截污干渠（管）配套的支次管网不完善，尚未实现截污和处理的有效联合调控；集镇及村庄污水处理设施管护不到位，配套收集系统不健全，运行效率低；入湖河道支流沟渠截污不彻底，水质较差，水污染防治形势依然严峻。

（4）流域生态安全格局亟待优化，湖滨湿地生态环境功能尚需提升

流域生态格局基本形成，森林覆盖率已达53.5%，但生态系统完整性与多样性方面尚不能满足流域生态安全需要，应在结构与功能方面进一步优化。湖滨湿地对维系生态系统健康、有效削减入湖污染负荷、改善水质具有重要作用。“四退三还”工程实施后，恢复湖滨湿地面积约33.3平方公里，并得到有效保护，但部分湿地布水系统不完善，尾水、河水、湖水连通不畅，缺乏长效管理和维护机制，湿地生态环境功能尚需提升。

（5）流域健康水循环体系有待完善

“十二五”期间，通过实施流域截污治污、牛栏江引水、尾水外排及资源化利用等工程，初步构建了滇池流域健康水循环体系，但仍存在流域内生态用水不足、生态补水环境效益尚未充分发挥、城市雨水及再生水综合利用率低、水资源综合调度体系尚未建立等问题，流域健康水循环体系有待完善。

（6）流域环境管理不完善，精细化水平有待提高

滇池保护治理未全面融入经济社会、城市规划建设及管理体系，流域水质、水量、水生态一体化环境综合管理效能不高；流域截污治污设施的系统性不强，缺乏有效联合调控机制；湿地缺乏长效管理与维护机制；水资源综合利用缺乏高效调度机制；环境监管体制机制不完善，水环境监管能力不足，监管手段单一，环境管理及滇池保护管理信息化水平不能适应新要求；全民参与滇池保护治理的氛围尚未广泛形成；管理模式尚需进一步创新。

1.4.1.2 治理重点任务

通过对流域主要环境问题分析，按照“区域统筹、巩固完善、提升增效、创新机制”的方针，滇池“十三五”保护治理规划确定以下七个主要任务：

（1）推进经济结构转型升级，优化空间布局

以环境容量为基础，加强总量管控，调控流域内产业规模和开发强度；加强资源节约和环境准入，制定流域产业发展环境准入条件，推动产业转型升级和绿色发展。按照主体功能区规划要求，以区域资源环境承载力为基础，坚持以水定城、量水发展。

1）产业结构调整转型

依托云南省滇中产业新区建设，以调整社会经济产业结构与布局为重点，引导冶炼、化工等行业向流域外转移。流域内工业向园区集中，加速推进现有工业园区生态化升级改造。

以高新技术产业和现代制造业为重点，加速发展先进装备制造业、生物医药、电子信息、新材料、新能源、节能环保六大新兴产业。

以现代服务业为主导，推动产业结构转型升级。优先发展金融、研发创意、信息与软件服务、现代物流、文化创意、商务会展等重点行业，进一步提高第三产业比例。

加快农业产业结构调整，加大农业生产组织方式调整力度，鼓励滇池流域农户、企业发展清洁农业、生态农业，逐步推动畜牧、粮食、蔬菜和花卉产业渐次退出滇池流域。

2）优化空间布局

严格执行《昆明城市总体规划（2011-2020）》，严守城市发展红线，控制昆明主城规模，到2020年，流域城市常住人口规模控制在430万。在主城区结合城市更新改造，有序推进人口转移、功能疏解；在呈贡片区优化生产生活布局，发展新型城市社区，提升科教研发、交通枢纽、信息服务等核心功能；在晋宁片区重点发展现代物流、文化旅游、康体养生等产业。在滇池分级保护范围划定方案基础上，明确滇池流域生态保护红线，作为流域空间开发底线，制定生态保护红线管理办法，实行分级分类管理，建立生态保护红线监管体系。

（2）完善污染物控制体系，削减污染负荷存量与增量

加强工业污染源防治，强化监督检查，促进节能减排；强化城镇生活污染源与城市面源污染控制，提升污水处理系统与环湖截污系统效能，进一步削减城镇入湖污染负荷；推进农村农业污染综合整治，收集处理农村污水及垃圾，提高农村污水收集率与处理设施利用率，发展清洁农业和生态农业，控制农业面源。

1）工业污染源防治

根据国家“水十条”要求，取缔“十小”企业。全面排查装备水平低、环保设施差的小型工业企业，实施关停并转迁。继续开展污染源排放许可证核发，禁止无证排污或不按许可证规定排污。对有色、化工、电力、机械、烟草、建材等重点行业已通过清洁生产审核的企业，持续开展清洁生产。继续促进工业向园区集中，工业集中度达到90％以上。提升流域工业园区污水处理能力，完善自动在线监控和信息化系统。

2）城镇污水垃圾处理系统建设

加快城镇污水处理设施建设与改造，更新改造主城区老旧排水管网，维护、清淤排水管网；继续实施环湖截污东岸、南岸配套收集系统完善项目，全面提升环湖截污系统效能。“十三五”期间，流域新增城市污水处理能力25万立方米/日，其中，主城区新增污水处理能力21万立方米/日；增加再生水处理能力8.5万立方米/日，再生水管网114千米；新增污泥处理能力750吨/日；对污水处理厂进行提标改造，提升出水水质；改造老旧管网100千米，改造35座老旧泵站，提升污水处理厂运行效率。

坚持“组保洁、村收集、乡镇转运、县区处置”的城乡生活垃圾无害化收运处置四级管理体制，进一步完善流域垃圾收集、运转、无害化处理系统。加强滇池南岸晋宁县垃圾清运能力建设，继续实施嵩明县和呈贡区旧垃圾填埋场封场、截污、绿化。实现流域城镇生活垃圾无害化处理率达到95%以上，农村生活垃圾定点收集处理率达到70%以上。

3）城市面源污染控制

城市面源污染控制是滇池流域“十三五”水污染治理的重点。在规划新建的第十三、十四污水处理厂预留雨季城市面源负荷削减能力，新增雨水调蓄池容量3.8万立方米/日，并加强已有调蓄池与污水处理厂联动运行，充分利用第一、三、五、七污水处理厂已有的雨污一级强化处理设施，削减雨季超量雨污负荷。

结合海绵城市建设，推行低影响开发建设模式，工程和生态措施相结合，建设渗、滞、蓄、净、用、排相结合的雨水收集利用设施，提高城市雨水径流积存、渗透和净化能力，加强道路两侧及新建城区硬化地面初期雨水截留净化能力，加强对雨洪水的调蓄及综合利用，通过源头削减蓄滞和末端治理进行径流控制，有效削减城市面源化学需氧量负荷，控制城市面源污染。

4）农村环境综合整治

在滇池流域及补水区80%的村庄已完成生活污水收集处理设施建设的基础上，对已有设施进行升级改造，并建立长效运行机制，落实运行和管护人员经费，提升处理设施运行效率。

大力推进农业清洁生产和标准化生产，在滇池流域及补水区每年推广测土配方及水肥一体化技术30万亩，推广农作物秸秆还田技术，示范区农业废弃物资源化利用率达到90%，减少和控制化肥施用量。每年推广太阳能热水器1000台，开展农村病旧沼气池改造和补水区养殖小区沼气工程建设，减少薪柴消耗，保护植被。建立畜禽养殖长效监管机制，巩固规模化畜禽禁养成果。

（3）理顺健康水循环体系，提高水资源利用效率

实施最严格水资源管理，健全取用水总量控制指标体系，严格控制用水总量；加强用水效率控制红线管理，严格落实节水政策、法规和制度，继续落实建设项目节水“三同时”制度，强化配套建设节水设施等建设，进一步提高用水效率；充分挖掘牛栏江－滇池补水工程和污水处理厂尾水外排及资源化利用工程的生态环境潜能，完善健康水循环体系

1）严格控制用水总量

实施最严格水资源管理，健全取用水总量控制指标体系。制定流域年度用水计划，实现流域年度用水总量控制；严格实施取水许可与水资源有偿使用，继续实行居民用水阶梯水价，对纳入取水许可管理的单位和城市公共供水管网的非居民用水户实行计划与定额相结合的用水管理，强化用水定额执行和管理制度；建立重点监控用水单位名录，加强对重点取用水户的监控管理；严格取水和水资源费征收管理，水资源费专项用于水资源管理、节约和保护。

2）提高用水效率

加强用水效率控制红线管理，严格落实节水政策、法规和制度，继续落实建设项目节水“三同时”制度，配套建设节水设施。建立万元工业增加值用水量等用水效率评估体系，把节水目标、任务完成情况纳入地方政府政绩考核；将再生水、雨水等非常规水源纳入水资源统一配置，健全和落实再生水利用激励政策，不断提高再生水利用率；积极推进水价改革，促进节约用水；鼓励和支持高效节水项目，加大工业企业节水技术改造，推广先进的节水工艺和技术，不断提高工业用水重复利用率，降低万元工业增加值用水量；加大农业节水力度，建设高效节水农业，大力推广管灌、喷灌、微灌等工程节水技术和生物农艺节水技术，农田灌溉水有效利用系数达到0.55以上。

继续推进再生水配套工程和管理平台建设。开展主城及环湖重点片区再生水处理站及配套管网工程建设，在空港、经开、信息产业等园区重点推进再生水处理站和配套管网工程建设，工业生产、城市绿化、道路清扫、车辆冲洗、建筑施工及生态景观等用水应当优先使用再生水。建设昆明主城、环湖片区集中式再生水地理信息数据库及管理信息平台。

强化流域内雨洪资源综合利用设施建设。按照海绵城市建设要求，对已建城市道路和广场、公园绿地、建筑小区等按照昆明市海绵城市专项规划和年度建设计划目标逐步改造提升；新建项目应按照低影响开发模式同期配套建设，年径流总量控制率应达到70%以上；通过海绵城市建设，有效减轻城市雨水污染负荷。

3）完善健康水循环体系

充分挖掘牛栏江－滇池补水工程和污水处理厂尾水外排及资源化利用工程的生态环境潜能。实施牛栏江－草海补水通道应急工程，满足草海生态用水需求；建设外海北部水体置换通道，促进北岸局部区域水体循环；实施滇池外海北岸水质改善与防洪能力提升工程，增加滇池出水通道，提高滇池防洪能力，改善滇池水质；强化水资源统一管理调度，制定和完善滇池流域水资源调度方案、应急调度预案和调度计划，完善流域健康水循环体系。

（4）开展水环境综合治理与保护，恢复流域生态功能

开展滇池全流域水生态环境综合治理与保护，恢复流域生态功能。强化水源地环境保护，保障饮用水源地水质；加强河道小流域综合整治，消除黑臭水体；进一步恢复湖滨生态系统，提高生态环境效益；多措并举开展内源污染治理，持续改善滇池水质。

1）强化饮用水源地环境保护

继续实施主要饮用水源地小流域综合整治工程，严格落实水源地保护区划，开展围网、定桩、警示牌设置等防护工程，严格限制人为活动；加强水源保护区农业面源污染防治；通过沿岸截污治污、生态修复等手段，巩固和提升饮用水源地水质，确保滇池流域饮用水源地全面稳定达到地表水Ⅲ类的要求。

2）开展入湖河道支流沟渠综合整治

重点开展新运粮河、盘龙江、宝象河、金汁河、马料河、洛龙河、东大河等主要入湖河流支流沟渠水环境综合整治工程，通过实施河道截污、底泥清淤、尾水补入、河道生态修复等措施，提高污水收集率，改善入湖河道及支流沟渠水质。加大以海河为重点的黑臭水体污染治理力度，消除黑臭水体。

3）提升湖滨湿地生态环境效能

巩固“四退三还”成果，继续在滇池湖滨实施退塘、退田、退人、退房，实现还湿地、还林、还湖；开展滇池草海片区、斗南片区、昆阳片区，滇池外海西岸以及官渡区生态湿地建设工程。开展湖滨湿地塘库系统构建、湖滨带基底修复与植被扩增及草海水生态系统构建和稳定化，恢复湖滨湿地自然属性；开展滇池南部湿地布水与净化工程，实现湿地与河道、湿地与湖体连通，提升湖滨湿地生态环境效能。切实加强对斗南、王官、东大河等已建成湿地的管护，完善湿地管理维护长效机制。

4）推进内源污染治理

多手段综合治理滇池内源污染。控制规模化蓝藻水华，除继续削减外源污染负荷外，仍需通过生态修复等措施减少内源污染，改善湖泊水质。在草海、外海及入湖河口实施污染淤泥环保疏浚，处理处置或资源化利用；继续推进紫根水葫芦净化滇池草海水体工程和湖内生态修复工程。增强外海北岸蓝藻富集区域水体流动，新增蓝藻处理设施6套，采取多种方式继续加大对重点区域富集蓝藻的清除力度。

（5）完善制度，推进精细化管理，提升监管能力

云南省、昆明市先后颁布实施了多项政策法规和规章，建立并完善管理组织机制，带动滇池保护治理向科学化和法制化转变。制定并颁布实施了《云南省滇池保护条例》，施行了统筹协调制、目标责任制、督导督办制、专家咨询制、公示公告制和河（段）长责任制等制度，并在全国率先创建了公检法环保执法联动机制，实现了滇池保护治理投、融、建、管一体化运作。

“十三五”期间，进一步提高滇池保护治理的精细化管理水平，将强化制度创新，加大执法力度，提升监管能力，完善监测网络，实现信息共享作为重点管理任务，从工程的规划、实施、管理运行等关键环节，重点突出截污治污、水生态修复、水资源调度与高效利用等方面的精准化管理。

1）完善环境监管体制机制

构建水质、水量、水生态一体化管理体系，实现滇池流域水环境综合管理效能提升；完善流域跨部门、跨区域的水环境保护议事协调机制；在工程设施的运行维护，工程决策与评估，工程联合调度与优化运行等方面强化制度创新，实现信息共享；2017年底前完成重点污染源及排污权有偿使用和交易试点地区污染源排污许可证的核发工作；落实排污单位主体责任；创新管理机制与模式，将滇池保护治理纳入昆明城市管理体系，从城市规划建设、污水收集处理、垃圾清运处置、节约用水和再生水利用等方面，提高城市精细化环境管理水平。

将治污任务逐一落实到汇水范围内的排污单位，自2016年起，定期向社会公布水质达标状况，对未达到水质目标要求的西坝河和滇池湖体制定达标方案；深化污染物排放总量控制，完善污染物统计监测体系，将工业、城镇生活、农业等各类污染源纳入调查范围；强化各级政府水环境保护责任，逐年确定分控制区的重点任务和年度目标，严格目标任务考核。

2）推进水污染防治设施精准化管理

提高滇池水污染防治设施精准化管理水平，突出截污治污、水生态修复、水资源调度与高效利用三个方面的精准化。截污治污精准化，重点是提升城市与农村雨季混合污水收集和处理效率，包括完善收集系统、提升处理能力与处理设施联合调度等；水生态修复精准化，重点是提升湖滨湿地生态环境效益，包括完善布水系统、优化提升生态净化功能与强化湿地管理维护等；水资源调度与高效利用精准化，重点是进一步提高水资源利用的环境效益，包括优化生态补水和尾水外排等调度方案，以及提高污水再生利用率。

3）严格环境监管执法

加强环境监督管理，所有排污单位依法实现全面达标排放，对超标和超总量的企业予以“黄牌”警示，一律限制生产或停产整治；对整治仍不能达到要求且情节严重的企业予以“红牌”处罚，一律停业、关闭。自2016年起，定期公布环保“黄牌”、“红牌”企业名单。定期抽查排污单位达标排放情况，结果向社会公布。

流域内上下游各级政府、各部门建立水污染防治联动协作机制；加强协调配合、定期会商，实施联合监测、联合执法、应急联动、信息共享；加强基层环保执法能力建设，加大执法力度。

4）提升环境监测能力

根据国家“水十条”要求，全面完善和提升流域环境信息化监测网络。开展流域水环境监测网络信息平台，主城区排水系统数据测量，蓝藻预警监测体系等建设，进一步提高环境监测能力。

（6）加强科技攻关与成果应用，为滇池保护治理提供科技支撑

进一步强化科技创新和科技支撑作用，综合运用工程技术、生物技术、信息技术、自动化控制等各种技术手段，切实提高滇池保护治理的效率和科学化水平。联合国内外高水平科研团队，形成多学科交叉、优势互补的稳定技术力量，依托国家和省级重大科技项目，重点开展滇池蓝藻生长机理和蓝藻水华防控措施研究、滇池流域自然生态资产评估、滇池流域水质目标管理和总量控制等研究。地方政府与国际、国内高校科研单位共同合作建立滇池保护治理研究机构和创新平台，加强科技攻关，为滇池保护治理提供科技支撑。同时，做好科技成果的凝炼、总结和推广应用，争取向外输出一批科技成果。

通过多年的不懈努力，滇池水污染防治成效逐步显现，滇池蓝藻水华发生规模和频次不断下降，但产生规模化蓝藻水华风险依然较大，须对滇池蓝藻水华生长机理及控制措施深入开展研究，识别蓝藻水华发生的理化和生物学限制性因子，提出以滇池蓝藻水华发生控制因子阈值为约束的水污染控制方案及滇池蓝藻水华控制策略。

（7）广泛动员全民参与，营造滇池保护治理良好社会氛围

加大宣传力度，大力宣传滇池保护治理意义及成效，进一步建立完善公众参与的渠道和平台，提升社会公众参与度，做到人人“关心、保护、爱护滇池”，强化公众参与和社会监督，依法公开环境信息，构建全民监督体系。动员公众力量共同发现解决滇池保护治理存在的问题，激发社会各界形成强大的群防群治聚合力，把滇池保护治理变成全社会的共识和行动，让“滇池清、昆明兴”“保护滇池、从我做起”等理念植根在每一个市民心中，形成保护滇池人人参与的良好社会氛围。

1.4.1.3 污染防治工程

为保证数据资料延续性，本规划沿用“十二五”规划确定的控制分区方案，同时参考全国流域水生态环境功能分区管理体系，结合国家“水十条”和《云南省水污染防治工作方案》及昆明市对滇池流域的水质考核要求，共划分为35个控制单元（37个控制断面），其中5个控制单元为国家优先控制单元，12个控制单元为国家一般控制单元（共17个国控单元），其余18个为市级控制单元。

图1.4-1 滇池流域水污染防治重点工程布局图

在对35个控制单元汇水区特点、环境问题诊断及防治措施进行分析研究的基础上，归并相似单元，将35个控制单元并为草海陆域汇水区、外海北岸主城区、外海东岸呈贡新区、外海南岸晋宁县区、外海西岸散流区、草海湖体控制区、外海湖体控制区7个控制区，逐一识别主要环境问题，提出防治措施。

（1）草海陆域汇水区

1）问题识别

草海陆域汇水区主要为昆明主城五华区和西山区的老城区及高新技术开发区和旅游度假区。区内人口密集，建成度高，是污染物汇入草海的唯一陆域控制区。汇水区内有大观河、船房河、自卫村水库三个国家控制单元，其中国家船房河昆明市控制单元包含船房河、西坝河两个控制水体。控制区内有昆明市第一、第三、第九污水处理厂，处理规模合计43万立方米/日。第一污水处理厂处理不完的污水转输到第七、八污水处理厂。

主要环境问题：

①该控制区六条河流曾实施过截污工程，但截污不彻底，部分河道水质仍然污染严重，清洁水量少，生态补水困难，补水以污水处理厂尾水为主，其水质改善受到补水水质限制，河道水质总氮指标改善困难。

②该控制区以合流制排水系统为主，管网分流制改造实施难度大，部分沟渠以末端截污的形式接入主干系统，雨季合流污水溢流严重，通过河道直接入湖；部分区域污水收集处理系统不完善，仍有污水未得到处理。

③该控制区建成度高，城市面源化学需氧量负荷已经占到该区域入湖负荷总量的近50%。

④西坝河已截污，无生态补水，尚未达到规划目标。

2）防治措施与工程

①进一步完善控制区内污水收集处理系统，新建昆明市第十三污水处理厂，新增污水处理能力6万立方米/日，并预留雨季城市面源处理能力；实施现有污水处理厂的提标改造，削减草海的尾水污染负荷；加快污水处理厂配套管网建设，新建雨污排水管网189公里，提升污水收集处理效率；加强老旧排水管网、节点和泵站的更新改造，定期对排水管网系统进行清淤维护；实施第一、三污水处理厂雨季运行模式，增加雨季合流污水处理能力。

②进一步完善新运粮河截污系统，开展西边小河、卖菜沟、小沙沟等主要支次沟渠综合整治；在主城西片二环路外新建2座雨污调蓄池，新增调蓄规模3.8万立方米，削减雨季溢流污水污染负荷；推行低影响开发建设模式，提高对雨水径流的渗透、滞留、蓄存、净化和利用能力，削减城市面源化学需氧量污染负荷。

③“十二五”期间西坝河两岸已截污，但河流生态用水不足，水质尚未达到规划目标。“十三五”期间，将充分利用牛栏江－滇池补水资源，科学调度牛栏江-草海补水，在改善草海水质的同时，增加西坝河生态用水，改善河道水质，实现水质达标。

④加强草海湖滨生态湿地建设，新增湿地108公顷，充分发挥生态系统水质净化功能，削减草海陆域入湖污染负荷。

⑤实施新老运粮河入湖河口前置库工程和草海西岸尾水及面源污染控制工程，控制草海西岸片区进入湖泊的污染负荷，构建草海健康水系统，最大程度发挥牛栏江对草海的补水功效。

（2）外海北岸主城区

1）问题识别

外海北岸主城区主要涉及昆明主城的五华区、盘龙区、官渡区、西山区及经济技术开发区、旅游度假区、空港经济开发区，区内人口密集，包含昆明主城二分之一的老城区和主城北部、东南部新兴发展区，是外海污染的主要来源。有盘龙江、新宝象河、宝象河水库、松华坝水库4个国家控制单元，其中国家新宝象河昆明市控制单元包含新宝象河、金汁河两个控制水体。控制区内有昆明市第二、第四、第五、第六、第七、第八、第十、第十一、第十二污水处理厂，处理规模合计103.5万立方米/日。

主要环境问题：

①该控制区主要河流已截污，但部分河道支次沟渠仍污染严重。除盘龙江和宝象河有少部分上游水库补给外，其他河道基本依靠污水处理厂尾水补给，河流水质改善难度较大。

②该控制区为雨污合流制，雨污溢流污染严重，雨污水收集系统有待完善，管网改造难度较大。

③该控制区建成度高，城市面源化学需氧量占该单元入湖总量的60%，是滇池流域城市面源污染负荷的主要来源。

2）防治措施与工程

①进一步完善污水收集处理系统。加强老旧排水管网、节点和泵站的更新改造，定期对排水管网系统进行清淤维护；加强污水处理厂配套管网建设，新建雨污排水管网300公里；新建昆明市第十四污水处理厂、第十二污水处理厂（二期）及空港经济区污水处理厂，新增污水处理能力19万立方米/日，并预留雨季城市面源处理能力；实施现有污水处理厂提标改造，削减尾水污染负荷，提高雨季运行效率，削减雨季超量雨污负荷；推行低影响开发建设模式，提高对雨水径流的积存、渗透和净化能力，削减城市面源化学需氧量污染负荷，实现城市面源污染有效控制。在现有污泥处理能力基础上，加强无害化污泥处理处置系统建设，形成与污泥产生量相匹配的污泥处理能力。

②在“十二五”河道整治工程的基础上，进一步完善新宝象河、金汁河、槽河、冷水河截污系统，重点开展主要河流的支次沟渠河道截污、清淤等综合整治工程，改善入湖干流水质，削减外海入湖污染负荷。加大以海河为重点的黑臭水体污染治理力度，消除黑臭水体。

③加强该控制区内饮用水源地保护。开展松华坝水库饮用水源区围网、定桩、警示牌设置等防护工程和宝象河水库水源区生态修复工程，严格控制人为活动；完善松华坝水源保护区村庄截污工程，控制农业面源污染，巩固与提升饮用水源地水质。

（3）外海东岸呈贡新区

1）问题识别

外海东岸呈贡新区是昆明市政府机构及大学城所在地，是滇池流域未来5年经济社会发展最快的区域，主要涉及呈贡新区和旅游度假区、高新技术开发区。有洛龙河、马料河、捞鱼河3个国家控制单元。现有呈贡污水处理厂和环湖截污系统中的洛龙河污水处理厂、洛龙河混合污水处理厂、捞鱼河污水处理厂、捞鱼河混合污水处理厂，处理规模合计22万立方米/日。

主要环境问题：

①环湖截污配套收集系统不完善。控制区多数沟渠未接入环湖截污干渠系统，沟渠污水收集效率低，处理规模小，干渠污水处理厂效能发挥不足。

②新城区排污管网系统不完善。污水收集系统建设与新城建设不同步；片区管网与河道截污管未有效衔接；随着该区域内建成区的增加，城市面源污染进一步加重。

③该控制区“四退三还”后，湿地布水系统不完善，未充分发挥湿地的生态净化功能。

2）防治措施与工程

①加强控制区内多层次截污系统之间的衔接。在“十二五”河道截污工程的基础上，加强支次沟渠水环境综合整治，包括洛龙河支流石龙湖大沟、马料河支流海子排水沟，以及清水大沟、水龙沟、江尾新沟、龙王庙沟、牛屎沟等沟渠系统；继续完善环湖截污东岸配套收集系统，实施环湖截污系统配套污水处理厂挖潜增效工程，实现城市排水系统－河道截污管－村庄排污渠－环湖截污干渠的有效衔接；实施排水管网清淤除障及日常维护工程，确保排水管网的正常运行。

②加强控制区内再生水利用能力建设。实施呈贡信息产业园区再生水处理厂及配套管网工程，新增再生水处理能力1.2万立方米/日，提高再生水利用率。

③加强控制区内农业面源污染治理力度。继续推广农业区实施测土配方施肥及水肥一体化技术，化肥利用率达到40%；开展农村生产生活的生态化升级工程，推广节煤炉灶、太阳能热水器，实施农村病旧沼气池改造，促进农业绿色发展。

④进一步巩固湖滨湿地“四退三还”成果，建设滇池斗南湿地工程，新增湿地22公顷；完善湿地布水系统，污水处理厂尾水引入湿地，实现河道、湿地与湖体水系连通，尽力恢复湖泊自然岸线。强化湿地长效管理，恢复湖滨湿地天然属性。

（4）外海南岸晋宁县区

1）问题识别

外海南岸晋宁县区只涉及晋宁一个县，区域内以农业人口为主，是流域内农业面源污染的主要输入区域。有大河、东大河、茨巷河、大河水库、柴河水库5个国家控制单元。现有晋宁污水处理厂和环湖截污干渠配套的淤泥河、白鱼河、昆阳以及古城污水处理厂，合计处理规模33万立方米/日。

主要环境问题：

①昆阳镇、晋城镇等区域内主要集镇污水收集管网不完善，是流域污水收集率最低的区域。

②随着滇池流域蔬菜、花卉种植向南岸转移，区域内土地的轮作次数、施肥量与强度等均增强，农业面源污染加重。

③该控制区环湖截污干渠配套收集系统不完善，多数沟渠未接入环湖截污干渠，集镇和村庄截污、片区截污、河道截污、干渠（管）截污四个层次的截污体系未有效衔接，环湖截污系统效能发挥不足。

2）防治措施与工程

①提高控制区污水收集处理效率。进一步完善晋宁县排水管网及环湖截污南岸配套收集系统，新建排水管网84公里；实施排水管网清淤除障及日常维护，确保排水管网正常运行。

②加强该控制区主要饮用水源地保护。开展双龙、洛武河等水库水源地围网、定桩、警示牌设置等防护工程，严格限制人为活动。在柴河水库和大河水库汇水区开展农村环境连片整治工程，提高村庄污水收集处理、生活垃圾收集处置设施运行效率，巩固提升饮用水源地水质。

③加强控制区农业面源污染治理力度。继续推广实施农业区测土配方施肥及水肥一体化技术，化肥利用达到40%；开展农村生产生活的生态化升级工程，推广节煤炉灶、太阳能热水器，实施农村病旧沼气池改造，促进农业绿色发展。

④进一步巩固湖滨湿地“四退三还”成果，继续加强湿地建设。新建晋宁南滇池国家湿地公园，新增湿地255公顷，完善湿地布水系统，污水处理厂尾水引入湿地，实现河道和湿地水系连通，尽力恢复湖泊自然岸线，强化湿地长效管理，恢复湖滨湿地作为湖体天然保护屏障的属性。

（5）外海西岸散流区

1）问题识别

外海西岸散流区只涉及昆明市西山区，面山临湖，地势狭窄。区域内人口不多，无工业污染源，无入湖河流，污染负荷通过散流入湖；污染物入湖量约占滇池流域总量的2-4%。有环湖截污干管配套的白鱼口污水处理厂，处理规模0.5万立方米/日。

2）防治措施与工程

①依托环湖截污干管系统，提高该控制区污水收集处理率。

②建设滇池外海西岸湿地142公顷，充分发挥湖滨湿地生态系统水质净化功能，削减外海西岸入湖污染负荷。

③开展面山植被修复与建设工程，防治水土流失，削减入湖污染负荷。

（6）草海湖体控制区

1）问题识别

草海紧邻昆明主城，是滇池和城市关系最为密切的区域。整个草海湖体控制区为一个国家优先控制单元，含草海中心和断桥两个控制断面。

主要环境问题：

①草海水域面积小，水资源缺乏，流域大部分为城区，人口密集，入湖污染负荷超过水环境容量，部分水域有蓝藻水华。

②牛栏江补水前，草海主要靠一、三、九污水处理厂尾水补给，尾水总氮浓度大于10mg/L；牛栏江草海补水总氮浓度高于湖库V类水标准。因此，草海湖体总氮指标改善压力大。

③主要入湖河口有污染淤泥堆积。

2）防治措施与工程

①加强草海湖体内源污染控制。在草海和主要入湖河口疏浚和处置淤泥400万立方米；加强草海蓝藻应急打捞处置能力，削减内源污染负荷。

②充分利用牛栏江－滇池补水资源，开展牛栏江－草海补水通道应急工程，科学调度牛栏江-草海补水，通过生态补水改善草海水质。同时，实施新、老运粮河入湖河口前置库水体净化生态工程和草海西岸尾水及面源污染控制工程，构建滇池草海健康水循环系统。

③继续实施滇池草海湖滨带扩增保育工程，在草海水体透明度进一步提高的基础上，通过科学调控水位、适当人工引种，修复草海水生态系统，逐步实现草海生态系统良性循环。

④开展滇池一级保护区界桩设置工作，切实保护滇池核心区不受侵害。

（7）外海湖体控制区

1）问题识别

外海占滇池湖面面积的96%，是滇池的主体。整个外海湖体控制区为一个国家优先控制单元，含晖湾中、罗家营、观音山东、观音山中、观音山西、白鱼口、海口西、滇池南8个控制断面。

主要环境问题：

①目前滇池氮磷等营养盐足以发生蓝藻水华，其发生主要受温度、光照等气象条件影响。滇池发生蓝藻水华的风险依然较高，短期内难以消除。

②滇池总氮、总磷及化学需氧量指标维持在较高水平，虽然近年有所下降，但仍超Ⅳ类水标准，尤其是化学需氧量超Ⅴ类水标准，水质改善任务艰巨。

2）防治措施与工程

①在加强外源污染控制基础上，继续开展内源污染治理，持续降低氮磷营养盐浓度，重点控制蓝藻水华。采用蓝藻在线监测技术、蓝藻荧光快速监测、低空无人机监测、天地一体化等多种技术手段，建立滇池流域蓝藻预警体系；开展滇池蓝藻应急打捞处置工程，提高蓝藻堆积区的蓝藻应急处理能力。

②实现水资源的优化调配。充分利用牛栏江补水资源，结合已建污水处理厂尾水外排及资源化利用工程，建设外海北部水体置换通道提升改造工程，促进北岸局部区域水体循环；实施滇池外海北岸水质改善与防洪能力提升工程，提高滇池防洪能力，促进水质改善；制定科学的水资源调度方案，实现滇池流域水资源的优化调度，构建健康水循环体系，进一步改善外海水质。

③加强水环境管理能力建设，建立污染物产生、迁移、入湖全过程及水资源平衡、水质响应模型库；综合运用模拟技术，建立水环境、污染源、治理工程实时监控、跟踪、评价系统，实现流域水质监控、污染总量监控、污染治理绩效评价业务化运行。

④开展滇池一级保护区界桩设置工作，切实保护滇池核心区不受侵害。

1.4.2 国外案例分析

根据国外湖泊的自然特征和治理情况以及资料的可获得性，选取日本的霞浦湖、琵琶湖，北美五大湖(苏必利尔湖、密歇根湖、休伦湖、伊利湖、安大略湖)，美国的摩西湖、华盛顿湖、阿勃卡湖、切萨皮克湾、城市公园湖泊，瑞典的Trummen湖、Finjasjn湖，德国的博登湖，斯洛文尼亚的布莱德湖以及荷兰的费吕沃湖等17个湖泊湿地进行水污染控制与富营养化治理案例剖析。

研究发现，17个湖泊在20世纪不同年代随着湖边地区工业发展和人口增长，以及大量工业废水和生活污水的排放，均产生了严重的富营养化现象，藻类大量繁殖，从而引起了水华现象，严重影响了周围居民的生产和生活。应根据湖泊污染程度进行治理，同一湖泊，水体功能不同，对其污染程度的判别也应有所差别。而湖泊自然特征不同， 湖泊治理思路也应不同，很多适合于浅水湖泊治理的工程措施，在深水湖泊富营养化防治中显然是不可行的。

因此，根据17个湖泊的湖面面积、平均水深与水体功能等特征，将其划分为三种类型，分别为大中型浅水湖泊、深水湖泊和景观(小型)湖泊(表1.4-1)。

表1.4-1 湖泊特征及类型划分

1.4.2.1 大中型浅水湖泊治理经验

由于大中型浅水湖泊具有平均水深相对较小，环境污染压力大，生态自我修复能力差，易受湖泊底泥的再次污染等特征，在采取了包括城市下水管网全面建设，生活污水削减与转移，深度处理，严格控制污染物的排放及河湖同治等针对流域污染源(点源、面源与内源)系统控制的一系列措施的同时，开展了湖泊及流域生态修复，此外，对流域进行综合管理也取得了很大的成效。治理思路如下图所示。

图1.4-2 大中型浅水湖泊治理思路

（1）污染源系统控制

大中型浅水湖泊的污染源治理要综合考虑点源、面源及湖泊内源的污染控制。在日本，针对生活污水、工业点源、农业面源以及湖泊内源的控制，实施了一系列的政策和方针。如提高下水道系统普及率，截至2005年，霞浦湖流域和琵琶湖流域的下水道系统普及率均已达到50%以上；平均排放量达到20m3/d的工厂设施以及《湖泊水质保护特别措施法》规定的指定区域的特别设施都必须执行最严格的水质排放标准；日本极力倡导发展环境友好型农业，对畜牧业的废水排放也有严格的规定；在湖泊内源控制方面，对湖泊渔业养殖技术进行必要的指导；另外，截至2010年底，霞浦湖流域计划完成800万m3的疏浚量。在阿勃卡湖，为降低外源磷的输入，圣约翰斯河水资源管理局购买了面积近8000万m2的农场，其中809万m2已改造成为湿地，可减少入湖总磷的85%以上。

（2）湖泊及流域生态系统修复

生态修复是湖泊富营养化控制必不可少的措施，而浅水湖泊的生态修复可分为湖泊生态修复及流域生态修复两个部分。在琵琶湖、霞浦湖、阿勃卡湖的治理过程中，采用了一系列的湖泊生态修复技术：

1）1992年，颁布了《滋贺县琵琶湖的芦苇丛保护法》，并实施了对保护区内芦苇丛的养护项目：

2）加强入湖河流河口及湖内植被(湿地)的建设，不但可以削减降雨初期流入湖泊的污染负荷，同时可过滤湖水中的悬浮物，提高湖水的透明度；

3）捕获砂囊鲡和通过生物操纵，以达到除磷除氮、改善湖水透明度、降低营养循环以及减轻鱼类对浮游动物的摄食压力，降低藻类生物量；

4）提高水位变化幅度以帮助巩固沿岸带沉积物，为埋在沉积物里的植物种子提供萌芽机会。与此同时，流域的生态修复同步进行。如加强湖泊流域地区稻田自净功能改善；使用天然材料，积极修缮河水净化措施；建设大规模的人工湿地及生态园；充分利用河流及池塘的自然净化功能等。通过减少径流负荷，去除导致浮游植物大量繁殖的磷。

（3）湖泊流域综合管理

湖泊治理固然重要，但是如果没有长效的管理机制，只会变成“边治理，边污染”的模式，达不到湖泊治理的最终目的。综合浅水湖泊管理的经验得出：

1）以流域为单元，建立专门的政府管理机构及研究机构；

2）制定相应的湖泊污染治理相关法律法规；

3）长期监测是湖泊研究的重要基础；

4）普及环保知识，积极对公众进行环境教育，动员全民参与。

1.4.2.2 深水湖泊治理经验

深水湖泊具有储水量大、水力停留时间长等特点，一旦遭受污染，难以治理。故以预防为主，严格控制污染源入湖，并加强湖泊生态系统管理(以生态系统保育为主)及流域管理。

图1.4-3 深水湖泊治理思路

（1）湖泊污染源控制

深水湖泊由于其水深的特殊性，湖泊内源的治理相对较难。故其污染源的控制、治理主要为湖点源和面源的污染控制。

在德国的博登湖，国家及地方政府对湖泊的治理投入了大量的人力和财力。包括大力兴建城市污水处理厂及改善下水管网和泵站，污水处理率由1972年的25%增加到1997年的93%；由于雨污分流改造造价过高，建造了许多蓄水池和雨水泵站，采用溢流储存的方式解决雨水问题；同时还采取了一系列限磷措施，从1980年起，磷的增长趋势已停止，磷浓度也从1979年的87mg/m3降至1999年的15mg/m3，到2009年降为12mg/m3。

在北美五大湖，为达到磷负荷的削减目标，1989年，加拿大政府采取了耕作保持及合理施用化肥、草皮护坡水道及缓冲带和牲畜污物管理等措施，1990年，安大略西南部排入伊利湖的磷每年减少200t。1972年以来，美加两国共投资120多亿美元建造及装配城市污水处理厂，到1978年加拿大有89%及美国有64%城市污水处理厂排水都能达到污水排放规定。

（2）湖泊生态系统管理

在博登湖的治理过程中，分别采用了保护生态系统的三大管理措施：

1）严格控制湖泊及其周边地区的开发建设；

2）保护湖泊动植物栖息地——湖滨带；

3）实行河湖同治，拆除历史上用于防洪作用的水泥护坡，恢复为灌木、草木，建立健康的湖泊生态系统。1972年，美加两国共同颁布了《大湖区水质协议》，该协议实施后，北美秃鹰以及其他一些物种已经重返五大湖流域栖息；1978年，对协议进行了修订，强调两国将修复并维持五大湖流域生态系统水体中化学、物理和生物组成的完整性，并共同致力于减少污染；2009年，在《边界水域条约》签订100周年纪念仪式上，美加两国均表示，将采取积极的保护措施保护五大湖地区免受外来物种、气候变化以及其他现有或潜在问题的威胁。

（3）湖泊流域强力管理

为了加强湖泊流域的管理，博登湖流域和北美五大湖流域均建立了任务分工明确的各层级管理机构，尤其是跨流域的湖泊，为免遭严重的水质污染，须建立超越地方政府利益，独立的第三方利益协调与决策机构，制定治理湖泊水污染治理条例及水资源保护法则，实施民间湖泊保护组织与政府机构相互监督，共同管理，大城市负责制等一系列管理措施。

1.4.2.3 景观(小型)湖泊治理经验

景观(小型)湖泊耐污染负荷能力较差，由于城市建设的加速进行，使得大量的工农业和城市生活污水流入城市景观湖泊，使其水体受到了严重污染。根据水体功能的差异，景观(小型)湖泊的治理方法相对较为简单。

1.4-4 景观（小型）湖泊治理思路

1970年，作为荷兰弗莱福兰省重要的自然风光和娱乐场所，费吕沃湖爆发严重的蓝绿藻污染，湖水浑浊，动植物种群和饲养的水禽急剧减少，湖泊生态遭到了严重的破坏。治理初期，在费吕沃湖周边建设了两座污水处理厂以减少外源磷的输入，但是，仅减少外源输入并不能很快使湖泊生态得到恢复；为减少内源磷的释放，在冬季又对湖水进行了引水稀释。美国的摩西湖以及斯洛文尼亚的布莱德湖在实施截污减排和引水稀释工程后，湖泊水体富营养化现象有了根本性的好转。位于美国路易斯安那州巴吞鲁日的城市公园湖泊和瑞典的Trummen湖的处理措施主要为全湖沉积物的疏浚。在城市公园湖泊，将表层被重金属污染的沉积物放在凹陷处，然后覆盖上深层未被污染的沉积物，剩余的沉积物在湖泊的南部构造沙滩以增加湖泊氧气的贮存能力，减少鱼类的频繁死亡。

1.4.3 经验与启示

不同国家的国情不同，湖泊湿地水环境污染的成因不同，因而采取的治理措施也存在差异。参考借鉴各国成功的湖泊湿地水环境治理经验，加强湖泊湿地治理的技术手段，以保护生态作为制定政策的出发点，充分认识湖泊与流域的关系，实行水量、水质和水生态系统一体化管理，建立多部门多层次化的部门协调机构，通过改变大众的思想观念，争取公众的广泛参与。

（1）加强源头控制和过程截污，加快构建环境保护和污染治理系统工程

各国湖泊湿地治理的实践经验表明，从源头上控制污染源非常重要。加强污水的源头治理和过程截污，构建污染治理的系统工程，是湖泊湿地治理的最根本和最有效的措施之一。其中，污染源的控制包括外源污染的控制和内源污染的控制两方面。发达国家曾走过一条“先污染后治理”的道路，经历了严重的环境污染，而后引起社会的重视，经过积极的治理后取得了一定的成效。我国湖泊湿地水环境污染的控制应借鉴国外经验，加强源头和过程防治工程体系的建设，避免走“先污染后治理”的老路，实现经济与环境协调发展。

（2）以保护水生态作为制定政策的出发点

生态观点表现为对水生态环境的尊重与重视，在各国湖泊湿地水环境污染的治理中占有突出地位。如日本琵琶湖治理所实施的综合保护政策，充分体现了生态保护思想，而这一政策产生的过程也体现了政策主导思想的转变。我国在制定流域发展相关政策时，应以保护水生态作为基本出发点。

（3）充分认识湖泊与流域的关系

湖泊作为流域的一个组成部分，其特性归根结底是由它所属的流域特性决定的，而流域是一个由自然生态系统和社会经济系统组成的复合生态系统。从目前国内保护治理的模式来看，大多数仅仅针对湖泊水体本身采取相应措施，不考虑污染物入湖前的过程，效果不是很显著。而国际上几乎所有管理比较成功的都是针对湖泊流域进行综合管理的。因此，现代湖泊水污染防治必须要以全流域的视野，从岸上入手，与湖泊水体结合，运用湖泊水动力水质模型辅助手段，形成湖泊综合防治模式。湖泊的污染治理与生态修复、湖泊的保护管理不能局限于湖泊本身，仅停留在污染控制与工程管理上。而是需要在流域尺度下考虑湖泊与流域、水域与陆地、区域与流域、专项规划与综合规划、土地利用与产业发展等多方面的关系；需要将水文学、生态学、生物学、社会学等学科的理论应用于湖泊的保护管理，并加强学科间的合作与交流，不能仅局限于水化学与工程学的范畴。

（4）水量、水质和水生态系统一体化管理

目前，我国湖泊湿地水环境治理的重点放在污染控制上，环保部门全力以赴抓排放总量控制。针对我国当前污染的严重情况，抓污染控制无疑是正确的。但是，近20余年国外水域环境保护和治理规划战略目标不再是局限于污染控制，而是进一步明确了对于水质、水量和淡水生态系统实行一体化管理。湖泊湿地的环境保护战略目标，不仅包括污染控制和水质保护，还包括水文条件的恢复，河流地貌多样性的恢复，栖息地的加强及生物群落多样性的恢复，也就是水量、水质和淡水生态系统全方位的综合管理。湖泊湿地水环境治理和保护的尺度需要放大到淡水生态系统，实施有效的综合管理战略。

（5）建立涉水部门协调机制

要实现我国湖泊资源合理的开发利用及保护管理，在我国还存在着体制方面的障碍，涉水的政府部门有水利、环保、农业、交通、国土、林业等诸多部门。职能各有分工，但缺乏有能力的主管机构负责执法、实施规划、安排资金，并且实行问责制。如何由一个部门负责水资源水环境的一体化管理，目前在中央层面建立协调机制，在制定法律、战略和水资源水环境战略规划中发挥协调作用完全有可能的，国家防汛抗旱总指挥部的架构和运行经验值得借鉴；为减少行政区域之间的矛盾或推诿，建议在流域管理机构基础上推动湖泊水资源环境一体化管理。

（6）争取公众的广泛参与

在湖泊湿地的保护与管理过程中，行政管理与全民参与都是必不可少的。因为无论污染负荷的削减还是湖泊污染的治理，仅靠行政管理而离开公众参与往往是花钱不见效的。只有全民参与，从身边的小事做起才能收到事半功倍的效果。当务之急是需要通过环境教育与宣传提高公众的环境意识，争取公众的支持与广泛参与。通过湖泊湿地信息的共享，让公众了解湖泊、熟悉湖泊，在日常生活与生产活动中考虑人与湖泊的关系，自觉参与湖泊的保护管理；通过交流设施、交流平台、参与机制的建设，为公众提供参与的场所、创造参与的机会。

二、库塘湿地水环境污染控制资料汇编

库塘湿地属于人工湿地，是指为灌溉、水电、防洪等目的而建造的人工蓄水设施。全国各地都有零星分布，但主要分布在大江大河中、上游以及天然湿地集中的周边区域。长江流域中、下游是我国库塘湿地分布最集中的地区。我国目前有库塘湿地约水86852座，面积约228.50万hm2，总库容约4130亿m3。我国库区发展与湿地水环境保护的矛盾十分突出，主要表现为工业废水污染、水土流失、农业面源污染严重，削落区水生态环境问题凸显。

2.1 库塘湿地污染源控制

与湖泊湿地污染源类似，库塘湿地的水环境污染主要包括外源污染和内源污染两类，其中外源污染主要包括点源污染和面源污染两种，城市工业废水及生活污水等集中排放的污染源属于点源污染，农业生产、禽畜养殖、水产中等产生的污染和山林山地自然污染源为面源污染，而底泥中营养成分的释放、重金属的积累以及船泊排放的污染属于内源污染。

针对库区水环境保护的特别要求和库区的地理环境特点,进行可选工艺的分析，从经济实用可行角度，研究出一些高效低耗，流程简单，具有一定脱氮、除磷功能的中小型处理系统或装置，以达到控制库塘湿地水污染的目的。

2.1.1 库塘湿地点源污染控制技术

考虑到库区水环境保护对水污染防治的特别要求和库区的地理环境特点，其点源污染多为分散式点源，因此，库塘湿地水环境污染控制多采取高效低耗、流程简单，且具有脱氮、除磷功能的小规模点源污水处理技术(如新型活性污泥法)，该技术方法N、P去除效果好、投资省、占地小。

活性污泥法在污水处理、保护水环境方面起着非常重要的作用。随着社会向前发展，人们对水环境质量要求的提高，传统活性污泥法存在着反应器(曝气池)体积大、占地面积大、能耗高、污泥量大、效率低、脱氮除磷的效果差、运行管理困难等诸多缺点，已不能适应城市污水水质、水量的变化。为此，近十年来，国内外的有关专家和研究人员经过不断的探索和研究，着重从反应理论、净化功能、运行方式、维护管理和工艺系统等方面对传统的方法进行改进，形成一系列污水处理新工艺。

（1）序批式活性污泥法(SBR)

这是七十年代初产生于美国的一种新工艺。SBR法以间隙操作为主要特征，在停止曝气时利用反硝化作用脱氮。SBR法具有工艺简单、节省费用、处理效率高、运行灵活、除氮效果好、耐冲击负荷等诸多优点。但是，这种方法一般采取设几个SBR反应器交替运行的工艺，因此占地面积较大。

（2）吸附生物降解法(AB)

这是联邦德国于70年代中期开发的一种新工艺。AB法具有很强的抗冲击负荷的能力，对pH和有毒物质的影响具有很大的缓冲作用，适用于浓度较高，水质、水量变化较大的污水处理，同时它还具有能耗低，出水水质好等优点。AB法的缺点是产泥量高，给污泥的处置和出路增加了难度，同时AB法流程长，运行管理困难。

（3）厌氧、好氧交替运行法(AAA)

此法除曝气以一定的时间间隔周期性的开停外，其余类似于完全混合活性污泥法，曝气与不曝气期间，为微生物进行硝化与反硝化分别提供了好氧和缺氧环境。对AAA法脱氮的研究，目前主要是对曝气和停曝时间长短的确定，以便为硝化和反硝化效率的提高确定良好的条件。

（4）组合式间隙曝气系统(PIAS)

是集初沉池与曝气池于一体的间隙曝气系统，该工艺结构简单、布置紧凑、占地少，同时以曝气、停曝间隙运行，既可同时达到去除BOD5、COD、SS、N、P提高出水水质，又可比常规处理节省能耗30%以上，同时减少污泥产量。PIAS工艺不仅适合于小区的污水处理，对居民点比较分散，下水道建设难度较大的城市具有特别重大的意义。而且也适合于对大型城市污水处理厂进行工况调整，以提高处理效果。

（5）CASS工艺

CASS工艺是近年来国际公认的处理生活污水及工业废水的先进工艺。其主要原理是把序批式活性污泥法(SBR)的反应池沿长度方向分为两部分，前部为生物选择区也称预反应区，后部为主反应区，在主反应区后部安装可升降的撇水装置，曝气、沉淀等在同一池子内周期循环运行，省去了常规活性污泥法的二沉淀和污泥回流系统。CASS工艺与SBR的区别在于CASS工艺为连续进水，具有占地省，抗冲击负荷能力强，操作灵活等优点。

（6）循环延时间隙曝气系统(ICEAS)

该技术是集初沉池，曝气池，二沉池于一体的一种新工艺。该工艺过程使污水在“好氧—缺氧”的反复过程中完成除磷脱氮。近年来，日本、美国、加拿大、澳大利亚等国对ICEAS从理论和生产实践上都作了一定深度的研究，并形成了专利技术。我国目前少数污水处理厂引进国外这种技术。主要用来处理小型工业废水。

2.1.2 库塘湿地面源污染控制技术

库塘湿地的面源污染以农业面源居多，其污染来源主要包括种植业中化肥农药的不当输入和输出、畜禽养殖业污染物排放、农村生活垃圾和废水排放，污染物主要包括氮、磷、COD等。人类生产活动是造成农业面源污染的直接原因，概括起来主要包括4个方面：一是不合理的土地利用方式和种植业结构。二是农户化肥、农药的过量施用。三是畜禽养殖业规模化发展产生的畜禽粪便没有得到较好的处理与利用。四是农村生活污水的任意排放和固体废弃物的随意堆放。针对库塘湿地的农业面源污染问题，主要采取以下污染控制技术。

（1）水土保持工程技术

库塘湿地水土流失形式为以面蚀、沟蚀为主的水力侵蚀，以滑坡、泥石流为主的重力侵蚀以及移民迁建导致的人为水土流失，其中，以面蚀分布最广，主要产生在坡耕地、荒山荒坡以及疏幼林地，坡耕地是重点治理区。该技术应以小流域为单元，对25°以下坡耕地实行坡改梯、陡改缓，加强坡面蓄水、拦沙、排洪、引水等坡面水系工程治理，辅以防护林的栽种。对于滑坡、泥石流严重的沟谷，还应注重设置排洪沟、谷坊 、拦沙堰等沟道防护工程。

（2）削落带(湿地)建设工程技术

针对库塘湿地岸边带、消落带，在适生植物筛选及淹没实验研究基础上，进行消落带湿地生态系统培育；开展库岸植被缓冲带工程建设、水塘-湿地工程建设，对入库污染物实施拦截、净化，兼以景观改善。

1）旱坡地面源污染物生态工程拦截技术

从旱坡地降水的就地拦蓄，实现降水资源化的生态工程着手，利用条带植物篱、保护性耕作、高分子调控剂等构建旱坡地生态工程拦截体系，同时采用旱地作物专用缓/控释复合肥料产品、清洁生产施肥技术体系，进行旱坡地水肥耦合高效利用。

2）水田生态系统农业面源污染物拦截和消纳关键技术

水田生态系统是具有较高生产力和养分吸纳能力的人工湿地生态系统，其独特的结构体系使其具有拦截流域水、土、养分流失之功能。只要配置科学，加之水肥管理措施得当，该生态系统可有效减少拦截和消纳农业面源污染物。鉴于此，采用水田免耕技术，并结合水稻清洁生产施肥技术体系，进行提高水田生态系统拦截和消纳农业面源污染物能力。

3）消落带氮磷生物消纳技术

消落带既是库塘湿地水体氮磷的“源”，又是库区径流氮磷的“汇”，是面源污染物进入库区水体的最后一道生态屏障防线。因此，要对消落带进行科学管理、规划并合理利用，并通过植被恢复等途径削减控制面源污染物，从而实现治理库塘湿地水体污染的目的。考虑到库区实际情况，选择适宜物种，恢复或重建消落带植被，是该区植被恢复重建和生态环境保护的关键环节。在消落带的落干期，筛选奢侈吸收氮磷生物，并研究配套管理技术，以消纳最后汇入消落带中的氮磷；并据此构建库岸生物拦截带，结合消落带利用和管理，建立消落带氮磷生物消纳技术体系。

4）农村生活、分散型畜禽、种植业废弃物污染负荷削减与资源化利用技术

库塘湿地流域内农户生活、分散型畜禽、种植业废弃物等污染严重，可针对此情况进行农村生活垃圾分类收集、集中储存、定期清运；分散型畜禽粪便的资源化利用技术及模式，如沼气农业生态循环利用技术、生物废水生物挂膜处理技术、高效安全土地处理技术、堆肥处理技术；秸秆资源综合利用的关键技术及循环利用模式，如秸秆生物质气化利用技术、秸秆碳化、膨化以及表面改性利用技术。

2.1.3 库塘湿地内源污染控制技术

库塘湿地的内源污染主要包括泥沙淤积和污染物累积，以及船泊污染排放两方面。库塘湿地水深较深、流速较慢，导致泥沙、污染物易富集难降解；而库区植被破坏、陡坡开垦导致的水土流失现象未得到根本遏制，以及入库河流带来的泥沙、污染物，导致库塘湿地泥沙淤积和污染物累积问题日益严重。随水运业的发展，部分库塘湿地客货运量迅速上升，产生大量的垃圾和污水；虽然大中型客运船舶垃圾大多采取到站回收的方式处理，但对于各种小型货轮和农村的租赁船等产生的垃圾，有关部门则毫无办法；各类船舶的生活污水和粪便，以及机舱污水全部直接排放入江中，造成库塘湿地水体大肠杆菌、石油类等污染指标急剧攀升。

（1）内源泥沙、污染物控制技术

在水库淤积泥沙中，对库区水质危害最大的应该是水库河床表面新近淤积的泥沙和细沙，因其相对容易冲动易对水体造成污染。一般而言，库塘湿地污染底泥的控制技术可以参照湖泊湿地泥源污染负荷的控制技术，主要包括底泥环保疏浚、污染底泥覆盖和污染底泥固化三大类。针对库塘湿地在汛期较大洪水期间具有较强的输沙能力的特点，还可以利用汛期水量调控等优化调度措施，集中利用和加强了汛期输沙能力，可在减少泥沙淤积的同时，对表层淤积物具有一定的清除作用。降低库塘湿地运行水位，库底前期淤积物中相对较细的泥沙可以大量得到冲刷和排泄。由于细泥沙的比表面积大、污染吸附能力强，多排泄细沙对减轻库区污染物累积也十分重要。

（2）船泊污染控制技术

库塘湿地的船舶污染控制技术根据船泊的功能类别可分为旅游船只的污染控制技术和运输、渔业船只的污染控制技术。

旅游船舶的行程一般较短，船上人员密度大，其污染特征明显不同于江、河、海中的长途游轮的污染，控制方案的设计应尽量遵循如下原则：①一般不考虑在船上安装污染物处理设施；②船上所有的污染物都应收集、贮存起来，不向湖中排放或抛弃；③收集、贮存设备应标准化，保证通用性；④岸上配合相应的中转运输系统；⑤污染物的处置应因地制宜；⑥管理系统完善。

针对运输、渔业等船舶的污染，在控制方案设计中应考虑如下几点：①一般不考虑在船上安装污染物处理设施，但应配备污染物的收集、贮存系统；②收集、贮存设备应轻便化、标准化；③含油废水与生活废水应分开；④码头配备相应的中转、运输系统；⑤一般考虑与旅游船只共用污染物处理系统；⑥防止船舶运送物资散漏入库中。

2.2 库塘湿地生态恢复

库塘湿地生态恢复的技术手段与湖泊湿地生态恢复相似，主要包括水生植物修复技术、水生动物修复技术、生态浮床技术和消落带植被重建与生态修复技术。前三项技术于前文已有详细描述，在此仅做简要介绍。

（1）水生植被修复技术

应用高等植物为主体的植物—生态修复技术，适用于大面积、低浓度的污染位点，水生植物能够不同程度地清除被污染水体的氮、磷、重金属及有机污染物，并在污水治理中得到了广泛的应用。水库岸边和污水厂排放口下游分别建立多层次的水生植被净化带，实现长效生态调控。值得注意的是，采用该技术要对水生植物进行科学的管理和转化利用，要适时进行打捞收割等，以避免造成二次污染。

（2）水生动物修复技术

指应用罗非鱼、鲢鱼、鳙鱼及贝类等滤食性动物的放养及水体生物群落结构的优化，控制富营养化水体暴发水华。鱼类对藻类的摄食，对水生生物种群和群落结构有重要的调节作用，对水华的形成与消失的影响是巨大的。在养殖对象上要以摄食浮游生物的鲢、鳙和草食性的草鱼为主，建立渔业生态工程，同时也要控制过度养殖，适度利用水体。

（3）生态浮床技术

生态浮床技术对污染水体的治理与修复主要包括植物对氮、磷等营养物质的直接吸收利用和对有机污染物的促降作用；植物根系、浮床和基质在吸附悬浮物的同时，为微生物和其他水生生物提供栖息、繁衍场所，兼可美化水域景观。

（4）消落带植被重建与生态修复技术

消落带不同高程区域被水淹没的深度和水淹时间是不一样的，高程越低的消落带区域水淹深度越大、水淹时间越长，而高程越高的消落带区域则与之相反。因此，在消落带植被重建和生态修复中的植物选择上，从最低水位线到最高水位线的不同高程上要选择使用具有不同耐淹能力和恢复生长能力的植物，并要考虑不同的生长型类型。总的原则是，耐淹能力强的植物种植在低高程带，耐淹能力相对较弱的植物种植在更高的高程带上，保证不同高程带上种植耐淹能力合适的植物。从生长型来看，考虑到不同生长型植物耐淹能力的差异， 同时兼顾三峡水库的管理规定，在消落带的低高程区域选择使用以草本为主的植物，随高程的逐渐增高，依次增加灌木树种，在消落带最高水位线附近可选用耐淹的乔木树种。需要注意的是，为形成合理的群落结构以保证正常的群落生态功能发挥，同一种草本植物在考虑其耐淹能力大小的基础上应在消落带不同高程区域均要选用。适合削落带生长的植物，乔木树种有竹柳、池杉、水桦等，灌木有水麻、桑树、小梾木、中华蚊母树、秋华柳等，草本植物有芦竹、甜根子草、苔草、狗牙根、香根草、问荆等。

2.3 库塘湿地环境管理

目前，库塘湿地水环境污染严重、生态破坏加剧的趋势尚未得到有效控制。为尽快遏制生态环境恶化状况，改善库区水环境质量，在加强水污染控制技术研发的同时，环境管理问题亦须得到足够的重视。环境问题涉及到很多行业和领域，而库塘湿地水生态系统是一个完整的有机系统，目前的管理体系没有统一的行政管理手段和有效的市场激励机制，难以对其进行统一有效的管理。

2.3.1 管理问题分析

随着人们对库塘湿地水环境污染的重视，库区湿地水污染防治的硬件设施已经逐渐趋于完善，但在软件建设方面，特别是运行机制、体制等方面还存在一些问题，尤其是跨界库塘湿地，其管理问题十分突出，应当引起足够的重视。总体而言，目前库塘湿地环境管理主要存在以下几个方面的问题。

（1）缺乏治理水环境污染的法制体制

库塘湿地所在区域经济社会活动频繁，库区水质保护任重道远。事实上，目前还没有从法律上对库塘湿地的水质保护和水环境污染治理进行规范。

（2）分割治理，责权不明弊端凸显

当前我国重点流域水污染防治仍坚持分区防控原则。但依据现有行政区划，跨界库塘湿地的水污染治理易形成各自分段治理局面。此外，我国现有涉水法规，尚未完成对流域水资源权属界定问题进行规范。因而，相邻地区在污染治理过程中，尤其在面对两地边界处的污染治理问题时，常常陷入“囚徒困境”，双方都试图在治理工作上 “搭便车”，难以达成污染防治共识。

（3）“九龙治水”，缺乏统一的权威性管理部门

重点库塘湿地水污染的治理工作涉及从中央到地方的多系列涉水、管水部门，这些部门或多或少、或重或轻地都在承担着污染物排放及水质监测、污染物治理工程及绩效评估、违法行为处置等工作，但对它们的工作缺乏统一的权威性管理部门来统筹协调。“九龙治水”在部门和地方职权和利益的驱使下各自为政，库区内水体的流域管理与行政区管理间矛盾突出，即使在单一地区内也未能形成稳定高效的部门协作机制。使得库区各涉水管理部门在治污过程中出现任务不明、职责不清、执法混乱、协作困难、政令不一等问题。

（4）缺乏市场运行的环保机制

库塘湿地水环境污染治理过程中使建立了的一些污水处理厂等环保设施，由于效益较低或不能产生效益，这些设施、工厂在实际运行中大打折扣，甚至有些项目名存实亡，仅作为应付上面的一些摆设。在检查时，就开启治污设施，让检查团感受到对环保的重视，但检查一过，设施就停用，或者白天开、晚上停，更为甚者将环保设施作为他用。

（5）缺乏生态环境保护意识

库区民众对库区水环境的保护意识十分淡薄。习惯上，企业及老百姓沿岸乱倒垃圾，直排污水；认识上，治理污染的责任理应由国家和政府负责，老百姓与之无关；利益上，民众认为对于环境的保护与自身利益无关等等，这些都增大了对水污染的治理难度。

2.3.2 环境管理策略

库区水污染治理问题是典型的流域治污问题。根据博弈理论、产权理论和管理学中的集体行动理论，结合国外流域水污染治理机制的经验可以发现：在库区水污染治理中，中央统筹、地方协作是库区实现可持续发展的必然选择，因而，完善库区水污染防治组织体制，构建库区统一的跨域水污染防治的统筹协作新机制是当前库区治污工作的关键。

（1）完善有关法律法规

目前，新的《中华人民共和国水法》已颁布。为加强流域水资源保护与管理，应依据《中华人民共和国水法》、《中华人民共和国环境保护法》、《中华人民共和国水污染防治法》，尽快制订流域性水资源管理条例。并根据有关法规、条例和流域水资源保护规划，加强对流域内污水排放的管理，采取综合防治措施，将污水处理和水利工程措施等有机地结合起来，严格实施污水排放总量控制，有效控制水污染；大力整治流动污染源，改变船舶废污水和生活垃圾直接排江习惯，清理和治理沿江河道垃圾场等等。

（2）库区水污染防治管理组织架构体系

库区水污染防治的管理组织体系应由诸如国家发改委、环保部、水利部、交通部、住建部和三建委办公室等中央部委，省市及下辖各库区区县政府和相关职能部门，根据共同参与、统一领导、分工协作的原则建立。具体则可由库区水污染防治工作领导小组(可挂靠国务院三建委办公室)，及下辖的库区水污染治理工程中心、库区污染物排放稽查总队、库区水环境监管信息中心等主要机构组成。

1）库区水污染防治工作领导小组

对库区和流域内的各级地方政府的水环境保护的工作实施指挥、调度和统筹。对各级政府水环境保护的矛盾和责权冲突进行协调，对各级政府的水污染治理和水环境保护的工作绩效进行评估。研究和提出诸如流域内甚至其他区域的地方政府和企业，因对库区水体享受不同利益和履行不同责任而实施相互间利益补偿的政策和机制，报国家批准后组织实施。研究和测算不同地区和单个企业的排污允许量、库区污染物容量，适时组织排污权交易。库区水污染防治工作领导小组负责对下辖的库区水污染治理工程中心、库区污染物排放稽查总队、库区水环境监管信息中心等机构的领导和管理。库区水污染防治工作领导小组下设办公室，办公室可与国务院三建委办公室合署办公，办公室为库区水污染防治工作领导小组的具体办事机构。

2）库区水污染治理工程中心

库区水污染治理工程中心是负责库区水环境管理和评估、水污染治理工程及适用技术选择的决策、实施和运行的统筹与管理的工作机构。该工程中心可由环保部的环境监察局牵头，成员由环保部的污染防治司、自然生态保护司、污染物排放总量控制司、宣传教育司，住建部的城市建设司，水利部的水资源司、建设与管理司，交通部的长江水利委员会，发改委的资源节约环境保护司，及其它地方相关部门派员组成，但应为一能在库区水污染防治工作领导小组及其办公室领导下，能自主开展工作的实体机构。

3）库区污染物排放稽查总队

库区污染物排放稽查总队是负责库区污染源监控、依法对违法违规的排污行为进行处分、维护库区及库区上游流域污染物减排和水体净化秩序的执法单位。库区污染物排放稽查总队由执行全流域全库区稽查的直属稽查机构和按库区内行政单位设立的各级稽查分支机构组成，前者对后者实施领导、管理和考核，并负责跨行政区域的稽查及稽查工作的统筹协调。库区污染物排放稽查总队在库区水污染防治工作领导小组及其办公室领导下工作。

4）库区水环境监管信息中心

该中心作为库区水环境和与水环境相关的其他信息综合存储和交流平台。这些信息包括：库区分地区、分行业的企业活动信息，它们的原材料和能源供应，它们的各种产品的生产技术、工艺和生产数量，它们的污染物产生环节、污染物种类、污染物排放数量和排放污染物的治理措施及效果；非生产类企业(如餐饮企业)和城镇居民的生活导致的污染物产生环节、污染物种类、污染物排放数量和排放污染物的治理措施及效果；工程建设、农业生产和农村居民生活导致的污染物产生环节、污染物种类、污染物排放数量和排放污染物的治理措施及效果等。该中心也是一个权威的库区与水环境相关的信息发布和处理平台，为库区水污染治理工程和库区污染物排放稽查提供前期的基础工作和基础依据。

（3）库区水污染防治统筹协作机制

虽然己经有了前述整个库区跨行政区的水污染监控和水环境治理的一体化机构设计，但是为了让库区水污染防治架构体系能真正有效地运转，根据国外流域水污染治理经验，结合库区水污染防治现状，中央政府、流域内和库区各级政府间针对库区水体保护和水污染治理的协商协作机制建设依然十分必要和重要。这个机制应该并可以解决各级政府高度重视、统筹谋划、一致行动的思想观念问题，机构设置问题，统一工作流程、方法、政策和工作目标的问题；这个机制应该促进各级政府和相关部门对影响库区污染物治理和水环境保护不断遇到的新情况、新矛盾、新挑战进行研究和磋商，共同决策对水环境存在重大影响的重大项目的取舍，共同应对库区水环境可能出现的风险和危机；这个机制应该帮助流域和库区各级政府对库区水体保护进行统一的宣传，争取民众、社会舆论和社会公益活动的支持，共同争取中央政府的政策、项目和资金对库区水环境治理和保护给予支持。

（4）加大库区环境治理投入，保证资金落实到位

转变观念，拓宽渠道，加快城市污水处理厂的建设步伐，贯彻集中与分散相结合的建设方针，因地制宜地采用大、中、小、微相结合的处理设施和装置，鼓励对污水处理厂建设资金投入的多元化，对污水处理设施的建设和运行，要摆脱现在政府包干的模式，走产业化、市场化、社会化和专业化的道路，使水污染治理和水资源保护工作进入良性轨道。拓宽投资、融资渠道，培育以市场化运作为主体的多元化投资渠道；引入和建设多元运营模式，改变单一的政府行为；鼓励具有资质的环保公司、具有经验的外地公司涉入运营；落实或加大现行的污水、垃圾处理市场运行机制，形成具有可盈利性的环保产业。

（5）加大宣传力度，树立环保意识

加强环保宣传，重视环境保护。正确处理地方经济与环境保护的关系，发展不能以牺牲环境为代价。加强企业结构调整力度，下决心关、停、并、转污染严重的企业。做到“既要绿水青山，也要金山银山。宁要绿水青山，不要金山银山，而且绿水青山就是金山银山”，达到全民真正重视环境保护，三峡库区环境治理才有希望。因而要积极开展形式多样，注重实效的宣传活动，努力提高市民的环保意识。

2.4 实践案例分析

分别对国内外的库塘湿地水环境污染控制实践案例进行整理，选取三峡湿地水环境治理和英国的水库治理为典型案例进行实践经验分析。

2.4.1 国内案例分析

三峡工程规模宏伟，举世瞩目，它的建成将在防洪、发电、航运等方面产生巨大的综合效益，同时也会对库区的生态与环境带来广泛而深远的影响。三峡工程对生态与环境的影响问题一直是国内外关注的焦点。

2.4.1.1 环境问题诊断

三峡水库蓄水后，库区水环境将发生很大改变，特别是水的流态和流速变化将改变水环境的物理和化学条件，从而影响污染物在水体中的稀释、扩散、降解和转化等净化过程，引起水环境的变化。特别是库尾重庆主城区附近江段，受大坝蓄水流速减缓的影响，其岸边水域污染会进一步加重。因此建库后主要环境问题可表现在以下几方面：

（1）扩散能力减弱，岸边水域污染带的形态将发生变化。水库蓄水后，水位抬高、流速减缓。在枯水季节，水库在高水位运行，流速减少更多，从而使扩散能力更加减弱，使得污染更集中于沿岸，污染物排放口下游的污染带形状将由长带型向宽短型变化。

（2）受水库调度方案影响，枯水期库尾水质可能变差。高水位运行的枯水期，整个库区从重庆—坝前流速变缓，特别是重庆市正处于库尾回水区，嘉陵江和长江河段河面变宽，流速下降，而且此水期上游来水量少，污染负荷重，更易发生水质污染。

（3）工业废水和城市生活污水直排入长江，岸边水域污染较重。三峡库区工业废水和城市生活污水排放量大，而且大多未经处理直排长江，对三峡库区的岸边水域水质影响较大。

（4）污水排放口与生活取水口上下交错排列，水源地水质易受污染。从排污口调查资料看，城市江段入江排污口分布零乱，特别是重庆江段排污口、取水口上下交错排列，取水口水质极易受到上游污染源的排污影响。

（5）城镇人口的增加导致生活污水的排放呈上升趋势。随着三峡移民迁镇，库区城市化水平加快，城镇人口随之增多，这将导致城镇生活污水的排放量显著增加。目前生活污水排放量有接近或超过工业废水排放量的趋势。

（6）农田地表径流与城市地表径流等面污染源入江，影响库区水质。长江洪水期，受暴雨冲刷，沿岸垃圾入江、蓄水初期的土地淹没、支流及库湾的营养物富集、农田过量施用化肥与农药等，都会影响库区水质。

2.4.1.2 治理分区方案

延续《三峡库区及其上游水污染防治规划(2001—2010年)》的分区方法，将三峡流域从空间格局上划分为库区、影响区和上游区。库区定位为水库保护核心区，该区域内流域－水体耦合作用显著，水体受人类活动影响大；影响区为水库保护缓冲区，主要由上游三江水系〔上游长江(岷江、沱江、赤水河汇入)、嘉陵江及乌江水系〕入库毗邻区域构成，90%以上的水库水量经由该区域入库；上游区是水库保护外围防控区，主要为嘉陵江、乌江、岷江、沱江、金沙江上游水系。库区、影响区、上游区的面积分别为5.81×104、9.39×104、65.27×104km2；分别包括26个、59个和234个区(县)。湖北省、重庆市、四川省、贵州省和云南省所辖流域面积分别占三峡流域总面积的3.03%、10.25%、59.88%、12.05%和14.79%。

图2.4-1 三峡库塘湿地流域控制单元划分

对三峡流域的49个控制单元的环境问题进行分析，确定预防型单元14个、改善型单元24个、治理型单元11个，并进一步明晰各类控制单元水污染防治目标和措施定位。选择分属于不同控制区、不同防治类型、数据资料较为齐全的3个典型控制单元进行分析。

（1）预防型单元

赤水河遵义市控制单元位于三峡流域影响区，涉及赤水河干流及习水河、桐梓河、凤溪河3条主要支流。该控制单元控制断面为鲢鱼溪，现状水质类别为Ⅲ类，支流水质类别基本在Ⅱ～Ⅲ类之间。该控制单元城镇生活及工业点源污染物排放占污染总负荷的85%以上，因此，需完善城镇污水处理设施、有效控制工业点源污染排放；此外，赤水河是目前长江上唯一没有筑坝且污染较轻的一级干流，属于长江上游珍稀、特有鱼类国家级自然保护区的重要组成部分，也是以茅台为代表的优质白酒生产基地，因此，需重视饮用水、生态保护以及环境风险防范。

（2）改善型单元

龙川江楚雄州昆明市控制单元位于三峡流域上游区，涉及金沙江一级支流—龙川江及龙周河、蜻蛉河2条二级支流，位于滇川交界处。该控制单元控制断面为江边，现状水质类别为Ⅲ类；干流水质以Ⅲ类、Ⅳ类为主，部分断面(小河口)污染严重，为劣Ⅴ类；支流水质以Ⅳ类、Ⅴ类为主。该控制单元水(环境)功能区断面达标率为67%，威胁滇川交界水质安全。城镇生活污染排放占点源污染负荷的98%，受楚雄市生活污染影响明显；工业点源主要源自有色金属矿采选业的废水排放，占污染负荷的93.80%。在该控制单元，需强化城镇和生活点源、面源污染防治，强化重要保护区的污染治理和严格保护，加强环境监管，促进产业结构和布局的优化调整。

（3）治理型单元

长江嘉陵江重庆市辖区控制单元涉及长江、嘉陵江沿线，綦江河、五步河、御临河、塘河等主要支流，及璧南河、大溪河、一品河、跳蹬河等溪流。该控制单元的控制断面为寸滩，现状水质类别为Ⅲ类，ρ(TP)为0.12mg/L；支流水质较差，以Ⅴ类、劣Ⅴ类为主，ρ(CODCr)、ρ(氨氮)、ρ(TN)和ρ(TP)超标严重，黑臭问题突出，大量污染水体直接进入长江，对部分饮用水源威胁巨大；城镇生活污染物排放量占点源污染负荷的60%以上。随着城镇快速发展，生活污染治理设施不配套，该控制单元的部分支流流域生态开发受到侵扰，受区域复合型污染、治理水平滞后、水库蓄水等影响，需全面实施区域综合整治，治理污染严重支流。

2.4.1.3 污染防治工程

在衔接典型控制单元的问题识别及分类结果的基础上，进一步分析水质现状与趋势，确定水质目标。细化污染物治理需求，进行工程方案设计、筛选和评估，提出典型控制单元污染防治的工程方案。

赤水河遵义市控制单元：水质目标为Ⅱ类。工程方案主要为实施沙坝河和盐津河小流域水环境综合整治和生态修复，强化重要支流上游区、饮用水源地、珍稀特有鱼类国家级自然保护区等特殊水域污染治理和预防。推进赤水河流域云－贵－川跨界协调保护。建设仁怀市、习水县、赤水市、桐梓县重点城镇生活污水处理及配套管网工程，建设四县污水处理厂污泥集中安全处置工程和集镇生活垃圾处置工程。加大桐梓县工业污染治理力度，实施贵州赤天化纸业股份有限公司、赤水河流域白酒酿造企业废水深度治理等工程。

龙川江楚雄州昆明市控制单元：水质目标为Ⅲ类。工程方案主要为重点建设楚雄市第二污水处理厂二期、程家坝污水处理厂二期、东瓜镇等污水处理厂及配套管网，推进禄丰县等8个县10个集镇污水处理处置及配套设施建设，加快建设楚雄市等8座现有垃圾卫生填埋场的渗滤液收集及处理处置设施。严格工业企业污染控制，促进金属矿采选业的有序发展。

长江嘉陵江重庆市辖区控制单元：水质目标为Ⅱ类。工程方案主要为加强重庆江北区港城工业园区等工业园区废水深度处理。加快唐家桥污水处理厂升级改造，扩建李家沱等重点镇污水处理厂；加强重庆市主城区及江津区12个小城镇污水处理设施及配套管网建设；扩建鸡冠石污泥处理厂，新建江津区污泥处理厂。完善重庆市主城九区、江津区城区及乡镇垃圾收运系统，加强长生桥垃圾处理场渗滤液处理。加大巴南区南湖水库饮用水水源地保护力度。开展璧北河、綦江河等支流综合整治，加强三峡库区水域漂浮物清理。

表2.4-1 典型控制单元污染防治工程方案

2.4.2 国外案例分析

英国的霍斯沃特水库位于英格兰西北部的湖区，长度约6.9km，最大宽度0.9km，水面面积3.9km2，库容量76.6km3，平均水深23.4m，最大水深57m。

霍斯沃特水库归英格兰和威尔士环境署管理，该环境署已被政府指定为《欧盟水框架指令》（WFD）的主管机构，环境署污染治理所坚持的基本原则是“阻止退化”。库区的治理措施执行WFD有关措施，采取了WFD所确立的流域管理综合办法，具体包括4个方面的主要内容：

（1）描述水环境现状并确定应加以保护和改善的区域；

（2）确定由于过去或现在的活动而使水环境质量及其所支持的生物多样性受到影响的区域；

（3）提出确保水体的特殊价值，如引用、生物多样性或沐浴等达标并维持已达标质量的行动；

（4）提出2015年以前，必要时2027年需要采取的改善环境的具体行动措施。

WFD规定的主要目标如下：

（1）防止水资源状况的继续恶化并改善其状态；

（2）促进水资源的可持续利用；

（3）逐步减少初始污染物并停止初始有毒污染物的排放；

（4）逐步减轻地下水污染；

（5）减轻洪水与干旱的影响。

《欧盟水框架指令》是管理和保护水资源较为成功的典范。其目标是要在2015年以前实现“良好的水状态”。采用统一的水质标准，地下水资源超采现象将被遏止。此外，水生态系统和相关的陆地生态系统的退化将明显减轻。在某些特殊情况下，2015年这一最后期限可以适当推迟，并可以确立某些较低的环境目标。

《欧盟水框架指令》的核心是流域综合管理计划。在2002年12月22日之前，成员国必须对本国的流域(包括地下水，河口和离岸1.852公里之内的海水)进行鉴定，而且落实到“流域管理区”里。所有国家的流域管理区，必须每6年制订一次流域管理规划与行动计划。在2009年12月以前，需要完成第1期计划。不过，在2006年12月以前，就需要出版一个工作计划及时间表。2007年12月，需要提交有关重要水资源管理事务的中期报告。2008年12月，应当提交流域管理规划的初稿。为了确保国内及国际合作，成员国必须做出适当的行政安排，其中包括确定权威管理机构。对于国际流域，流域内相关国家需要共同确定流域边界并分配管理任务。它们必须为国际流域管理规划共同努力。如果共同管理难以实现，各国可以分别采取措施，但彼此之间的规划与实施必须相互协调而不能冲突。

关于污染控制，《欧盟水框架指令》规定成员国均应采用统一的排放标准，并采用最新的环保技术(针对点源污染)。如果需要让承受水体达到水质标准，应当采取更为严格的污染控制措施。另外，欧盟还将采取进一步措施减少有害物质的排放，尤其要避免剧毒物质的排放。最后，《欧盟水框架指令》还包含一些经济措施。到2010年，家庭、农业和工业都要承担水资源管理的费用，而且还将采用水价政策鼓励节水。总之，《欧盟水框架指令》密切关注水质、水量和水生态的问题，其有效实施需要对水质与水量进行综合分析。

此外，英国还推广可靠且可持续的农业生产方式，减少磷酸盐、硝酸盐和沉积物等污染，以及采用宣传教育的方式鼓励工厂生产和居民购买无磷洗衣粉。除了《欧盟水框架指令》外，英国还有一些其他的制度保护饮用水源地水质。水源保护区是基于1980年《水法》设定的，保护范围包括地下水和地表水。还依据水源保护区管理策略，设定了硝酸盐监测区。为了控制非点源污染，还在农业区实施了长期的水源地保护措施，划定区域，实施了农田硝酸区控制措施，包括改善堆肥管理、缩小冬季休耕区和限制堆肥等措施。

2.4.3 经验与启示

国内外成果的库塘湿地治理与保护案例，对我国库塘湿地水环境污染治理的启示主要体现在技术措施、法律与机制、政策措施、部门间协调和公众参与等方面。

（1）加强库塘湿地的污染评价和污染控制技术

库塘湿地水环境污染的控制首先要评价其污染程度，根据其水环境污染的成因和程度选择相应的治理技术。库塘湿地的污染评价技术是制定治理措施、选择治理技术的前提，也是建立湿地水污染预警系统的需要，是平均政策和技术实施效果的依据。在国内外多年的治理经验中，污染控制技术已得到了一定的积累，但针对内源和面源的污染控制技术仍有待进一步的研究。

（2）完善库塘湿地水环境保护的法律制度

在WFD制定过程中，对原有多项法律进行了清理，通过简化、废除和取代等不同方式，形成了水资源一体化管理最高层次的主体法律。WFD涵盖了水资源(含饮用水、地下水等)利用、水资源保护(含城市污水处理、重大事故处理、环境影响评价、污染防治等)、防洪抗旱和栖息地保护等，几乎涵盖水资源水环境管理的全部领域。我国涉水法律有《水法》、《防洪法》、《水土保持法》、《水污染防治法》、《环境评价法》等多部，内容有所侧重，但也有交叉、重叠，局部内容有冲突。更重要的是不同法律的执法主体是不同的政府部门，使水资源水环境的管理工作出现诸多脱节和分割现象。基于WFD经验，从长远看，我国应该制定一部水资源和水环境管理的综合性的主体法律。

（3）长期治理与分阶段治理相结合的政策措施

库塘湿地的治理是一项长期艰巨的任务，应在良好规划的基础上，分阶段科学治理。库塘的污染不是一年造成的，其逆向演替也是一个较长的过程，需要花费大量的精力和财力。国际上成果的库塘治理，均设立了阶段的治理目标。库塘湿地的治理不能一蹴而就，制定分阶段的目标是必要的。

（4）建立涉水政府部门的协调机制

与湖泊湿地的流域管理制度相似，我国涉水的政府部门涉及水利、环保、农业、交通、国土、林业等诸多部门，职能各有分工。WFD要求欧盟成员国指定有能力的主管机构负责执法，实施规划，安排资金，并且实行问责制。限于我国的具体国情，由一个部门负责水资源水环境的一体化管理，目前恐不具备条件。但是在中央层面上建立涉水政府部门的协调机制，在制定法律、战略和水资源水环境战略规划中发挥协调作用。

（5）流域管理中的公众参与

公众参与的意义是多方面的，既可提高公众的环境意识，也可以利用参与者的知识和经验完善决策过程，还可以化解矛盾以减少执法中的阻力。不断扩大公众的知情权、参与权和监督权是我国和谐社会建设的重要组成部分。我国水资源管理领域的公众参与工作刚刚起步，诸如灌区用水户协会制度的全国推广，小流域参与式管理经验的推广等。在全国范围内迈开公众参与的第一步，就是发布与水有关的信息，及时、准确地向社会发布水质信息、水污染突发事件信息以及水资源和水环境保护规划等信息。继续推动相关部门改善政策环境，进一步集中社会各界的智慧，吸引公众参与水环境保护。

三、河流湿地水环境污染控制资料汇编

随着人口的增加和社会经济的快速发展，我国河流湿地水环境污染和生态退化等问题日益严重，最突出的就是水质恶化，以及黑臭,水生态严重退化甚至破坏、河流形态几何化、城市洪涝灾害频发、河流景观破损严重等，已成为河流湿地水污染的重灾区。最新的中国环境状况公报显示，2015年，长江、黄河、珠江、松花江、淮河、海河、辽河等七大流域和浙闽片河流、西北诸河、西南诸河的700个国控断面中，Ⅰ类水质断面仅占2.7%，Ⅱ类占38.1%，Ⅲ类占31.3%，Ⅳ类占14.3%，Ⅴ类占4.7%，劣Ⅴ类占8.9%，主要集中在海河、淮河、辽河和黄河流域，主要污染指标为化学需氧量、五日生化需氧量和总磷。我国河流湿地水环境质量状况不容乐观。

总体而言，我国河流湿地水环境污染问题主要体现在以下几个方面：（1）水体污染,氨氮、总氮、总磷严重超标；（2）溶氧性低,一些地区的河流水一直处于厌氧状态,河道净化能力丧失；（3）堤岸硬质化,城市河流面积减少；（4）河流生态退化甚至破坏,生物多样性丧失；（5）河流透明度下降，河流景观较差。

3.1 河流湿地污染源控制

河流湿地水环境污染源亦可分为点源、面源和内源三大类，其中针对河流湿地流域点源和面源污染的控制技术，可部分参照湖泊湿地污染技术的相应内容。根据河流湿地水环境的污染源特征，主要可分为生活污水、工业废水、农业废水及雨水4个方面。目前，河流湿地污染控制技术按照其性质可分为化学法、物理法和生物修复法等。

3.1.1 河流湿地化学处理技术

河水化学处理技术包括化学絮凝、化学除藻和重金属的化学固定等，化学处理法的突出特点在于其见效快、方法简单，在某些特殊的条件下对受污染严重的城市河流运用化学处理法，能够起到控制和缓解污染的作用。

（1）化学絮凝处理技术

该技术通过投加化学药剂（一般为混凝剂）去除水体中污染物，从而达到改善水质的目的。近年来，化学絮凝技术在强化城市污水一级处理的效果方面得到了广泛的研究和应用。随着水体污染的形势日趋严峻，对严重污染的水体如黑臭水体的治理，化学絮凝处理技术的快速和高效也受到人们的重视。絮凝沉淀对于控制污染河流内源磷负荷，特别是河流底泥的磷释放，有一定的效果。常用药剂有硫酸亚铁、氛化亚铁、硫酸铝、碱式氯化铝、明矾、聚丙烯酞胺、聚丙烯酸钠等。

化学絮凝处理技术应用于污染河水治理一般有两种。一种是直接将药剂投加到水体中改善水质，第二种是将河水用泵提升至建于岸边的构筑物中，投加药剂使之发生絮凝沉淀，出水回流至河道，从而净化水体。前者发挥作用快，但有一定局限性，其优点是简便易行，见效快，费用低。缺点是容易受水体环境（如pH值改变）变化的影响。另外，在选择絮凝剂时应考虑对水体中的生物有无毒害。第二种应用方式实质上就是污染河水的化学强化一级处理。需要在岸边适当位置建用于絮凝处理的构筑物，根据污染河流水文情况，还需确定是否建造闸或坝等辅助构筑物，因此工程投资较大。此法处理效果高且稳定，另外，由于化学絮凝沉淀在陆上进行，固液分离后沉淀物被截留处置，因此不会直接对水体产生二次污染。

受污染河流的治理往往需要投入大量费用。化学絮凝技术具有适应天然河道水力及污染物负荷变化大的特点，特别是去除磷与COD污染物的效果更明显。因此，暂时利用这些纳污河道进行人工强化絮凝净化处理，尤其是枯水期在其上游构筑简易强化絮凝净化处理设施，或在下游修建小型强化絮凝处理厂作为水环境污染治理的应急工程，对于缓解由于治理资金严重不足而无法开展治理区域性水环境污染的困难局面具有十分重要的意义。

（2）化学除藻技术

与湖泊内源污染处理中相关技术相似，在此仅做简要说明。化学除藻是针对营养化的水体投放胶原体，从而实现化学除藻的目的。要求相关技术人员在进行化学除藻工作之前，要对投放的药物进行长期实验，在保证其安全性达到国家要求之后，才能投入实际的应用，否则会给城市河流的生态系统造成一定的威胁。

（3）重金属化学固定技术

重金属的化学固定是通过投放特定的药物，将水质中的重金属元素进行一定的沉淀，从而保证水质的清澈。这种方法较为廉价，实施难度不高，因此被广泛的应用于实际的城市河流水污染的治理工作之中，并且取得了良好的效果。通过对碱性物质的溶解，能够提高河水的pH值，从而使河水中的有害物质，固定在河水的底泥之中，方便河流水治理的后续工作。常用的碱性物质有石灰、硅酸钙炉渣、钢渣等，施用量的多少，视底泥中重金属的种类、含最及pH的高低而定，但施用量不应太多，以免对水生生态系统产生不良影响。

3.1.2 河流湿地物理处理技术

主要包括截污分流技术、曝气复氧技术、底泥疏浚技术和调水引流水质改善技术等。

（1）截污分流技术

截污分流利用了城市的排水系统，通过修建污水截流的基础设施，从而减少河流湿地水污染的程度，从一定程度上缓解我国日益严重的河流湿地水污染现象。利用相关基础设施，可以达到对污水的净化处理。当然，截污分流的工作需要水利，市政与城市给排水多个部门的协调配合，才能达到较好的物理治理效果。

（2）曝气复氧技术

污染严重的河道水体由于耗氧量大于水体的自然复氧量，溶解氧很低，甚至处于缺氧或厌氧状态。向处于缺氧（或厌氧）状态的河道进行人工充氧的过程称为河道曝气复氧，可以增强河道的自净能力,改善水质、改善或恢复河道的生态环境，有助于加快恢复黑臭状态的河流恢复到正常的水生态系统。在国内外均得到了广泛应用。

（3）底泥疏浚技术

与湖泊内源污染控制技术中的环保疏浚技术相似，但对于具体的工艺要求存在明显区别。河流中的沉积物又称为底泥，城市河流的底泥由于历年排放的污染物大量聚集，称为内污染源。在污染控制达到一定程度后，底泥的污染将会突显出来，成为与水质变化密切相关的问题。河流底泥中的污染成分较复杂，主要污染物为重金属和有机污染物等。底泥中的硫和氮含量较高，是河流黑臭的主要原因之一。在河流洪水、蓄洪功能上，底泥疏浚主要体现在河流利用水面变化增加行洪、蓄洪能力。

不同的河流，遭受污染的类型、时间和程度不同，污染底泥的厚度、密度、污染物浓度的垂直分布差别很大，因此在挖除底泥前,应当合理确定挖泥量和挖泥深度此外河流底泥中通常还生长有一些水生动植物，底泥疏浚对生态系统有一定影响。一般不宜将底泥全部挖除或挖得过深，否则可能破坏水生生态系统。河流底泥疏浚通常使用小型挖泥船或水力冲挖等技术手段，对于枯水期断流的河流可以利用枯水期清淤。

（4）调水引流水质改善技术

贯穿城市的内河河网水系，因为控制结构的限制，使得河流水不能够连接到外部的水体，造成水处于静止的状态，当天气炎热的时候，溶解在水中的氧气浓度就会降低，容易导致水质变坏。通过改进水域水动力条件，提高水体污染物的稀释能力，增强局部水体的自净能力，许多城市在水资源利用和部署中，通过跨流域调水工程，解决空间分布不均的问题。调水是河流污染治理的重要辅助措施，通过调水对河网水流进行科学调度，尽量提高水体流动能力，是改善水的一项有效工程措施。其目的是通过水利设施（如闸门、泵站）的调控引入污染河道上游或附近的清洁水源改善下游污染河道水质。调水增大了污染河道的水量，加速河水流动，促进污水的稀释使河水在河道中的停留时间缩短，污染河水不易在河道中滞留而导致黑臭。同时，调水时河道水动力条件的改善使水体复氧量增加，有利于河道自净能力的提高。

3.1.3 河流湿地生物处理技术

河流湿地的生物处理技术主要包括生物净化技术、人工湿地技术、植物进化技术和多自然型河流构建技术等。

（1）生物净化技术

生物净化技术是充分利用天然水体自净的功能，采用人工措施，创造更有利的环境有利于微生物的生长和繁殖，并培养出大量的微生物从而增强水体净化能力，以提高纳污水体氧化降解有机物能力的一种净化方法。目前国内外最常用的生物净化技术是生物膜技术与投菌技术。生物净化技术，其成本低，对环境的影响小，能够有效降解污染物，是水体污染处理的最佳选择之一。生物净化技术及产品的开发，特别是分解菌株的培养也将被筛选到河流水污染控制技术之中，是未来城市水污染防治和治理的发展趋势。将具有特殊分解能力的菌种添加到河边，能够将水体中有毒有害物质分解为无毒无害的物质，从而加速有毒物质的分解、转化，不仅可以提高河流的净化能力，而且也实现了河流的生态修复。生物产品的运用将成为人工增氧、底泥疏浚等现有防治技术的有益补充。

（2）人工湿地技术

在湖泊、库塘湿地中均有相关应用。人工湿地对污染河水的净化主要有以下几个途径：1）通过过滤和截留去除颗粒物；2）通过湿地介质的吸附、络合、离子交换等作用去除磷和重金属离子；通过湿地微生物作用，降解有机污染物，去除水中的氮；3）通过植物吸收去除水中的氮磷，富集重金属。具体技术参数可参照湖泊湿地面源污染控制技术中相关内容。

（3）植物进化技术

河水植物净化技术主要有浮床植物技术，该技术的核心是将植物种植到水体水面上，利用植物的生长从污染水体中吸收利用大量污染物（主要是氮、磷等营养元素）。世界上第一个生物浮岛是德国人于年设计和建造的，此后，在河流、湖泊等的生态恢复和水质改善中得到了广泛的应用。

（4）多自然型河流构建技术

河流岸线的设计应在确保河道安全的前提下，采取生态系统修复和人工辅助相结合的措施，使城河流在保持河岸生态系统合理的内部结构和良好的生态功能的同时，也能满足景观要求。

德国、瑞士在20世纪80年代末提出“亲近自然河流”概念和“自然型护岸”技术；日本在20世纪90年代初展开了“创造多自然型河川计划”，这些构建多自然型河流思路的共同特点是通过河流生态系统的修复，恢复提高河流的自净能力。多自然型河流构建技术包括生物和物理两部分。

1）多自然型河流技术中应用的主要生物

多自然型河流构建技术中应用的生物主要是水生植物和水生动物。利用水生植物净化河水主要是吸收水中的氮、磷。此外,水生植物还能通过减缓水流流速促进颗粒物的沉降。利用植物净化河水与自然条件下植物发挥净化河水的作用有不同之处，必须考虑水生植物冬季枯萎死亡后二次污染和净化能力下降的问题。

2）多自然型河流的物理结构

多自然型河流的物理结构包括多自然型河道物理结构和生态护岸河堤物理结构。多自然型河道物理结构建设的思路是还河流以空间，构造复杂多变的河床、河滩结构。富于变化的河流物理环境有利于形成复杂的河流动植物群落，保持河流生物多样性。河流物理形态多样性的构建方法之一是采用植石法和浮石带法，即将直径的自然石块或钢筋混凝土框架经排列埋入河床，构造出深沟及浅滩。

生态护岸常采用蛇笼护岸、土工材料固土种植基、植被型生态混凝土等几种结构。它们共同的特点是采用有较强结构强度的材料包彼部分或者全部裸露的河堤或者河岸，这些材料通常做成网状或者格栅状，其间填充有可供植物生长的介质，介质上种植植物，利用材料和植物根系的共同作用固化河堤或者河岸的泥土。生态护岸在达到一定强度河岸防护的基础上，有利于实现河水与河岸的物质交换，有助于实现完整的河流生态系统，削减河流面源污染输入。

3.2 河流湿地生态恢复

河流湿地水污染的生物修复技术就是利用特定生物对污染河流中污染物的吸收、转化或降解，达到减缓或最终消除水体污染、恢复水体生态功能的生物措施。

目前已经开发出多种用于河流湿地水污染生物修复的方法及其实施技术，这些方法主要包括土著微生物培养法、投加外来微生物法、和高等生物修复法等，其工程实施主要有原位修复技术、异位修复技术和原位—异位联合修复技术。生物修复中可利用的生物包括微生物细菌、真菌、原生动物和高等动、植物等多种生物。

3.2.1 微生物修复技术

受污染的环境中有机物除小部分是通过物理、化学作用被稀释、扩散、挥发及氧化、还原、中和而迁移转化外，主要是通过微生物的代谢活动将其降解转化的。根据微生物的来源可将其分为土著微生物、外来微生物和基因工程菌三大类。

（1）土著微生物

微生物的种类多、代谢类型多样。凡自然界存在的有机物几乎都能被微生物利用、分解。由于微生物有巨大的变异能力，难降解、甚至是有毒的有机化合物，如杀虫剂、除草剂、增塑剂、塑料、洗涤剂等，都已陆续地找到了能分解它们的微生物种类。据报道，能够降解烃类的微生物有70多个属、200余种，其中细菌约有40个属。可降解石油烃的细菌即烃类氧化菌广泛分布于土壤、淡水水域和海洋。

（2）外来微生物

在天然受污染的环境中，当合适的土著微生物生长过慢，代谢活性不高、或者由于污染物毒性过高造成微生物数量反而下降时，可人为地投加一些适宜该污染物降解的高效菌如光合细菌，对有机物有很强的降解转化能力。同时对硫、氮素的转化也起了很大的作用。

目前用于生物修复的高效降解菌大多系多种微生物混合而成的复合菌群，如美国生物实验室研制的ACF32菌，其细菌主要为硫杆菌属紫色细菌，含有好氧菌，厌氧菌及兼性菌，再生繁殖极快，,能够在有氧和无氧条件下灵活地处理污水中的各种有机物，是用于处理工业、农业和生活中的有机废水的污水处理剂。美国CBS公司开发的复合菌制剂，内含光合细菌、酵母菌、乳酸菌、放线菌、硝化菌等多种微生物，对水体的COD、氨氮、总磷，及底泥的有机质均有一定的降解转化效果。目前，我国已有一定数量的公司开始生产复合菌制剂，并投入市场使用。

（3）基因工程菌

70年代以来，采用基因工程技术，将降解性质粒转移到一些能在污水和受污染土壤中生存的菌体内定向地构建高效降解难降解污染物的工程菌面世。科学家们对某些基因工程菌的考察初步总结出以下几个观点：基因工程菌对自然界的微生物和高等生物不构成有害的威胁，基因工程菌有一定的寿命，基因工程菌进入净化系统之后，需要一段适应期，但比土著种的驯化期要短得多。基因工程菌降解污染物功能下降时，可以重新接种目标污染物可能大量杀死土著菌，而基因工程菌却容易适应生存，发挥功能。当然，对基因工程菌的安全有效性的研究还有待深入。

3.2.2 藻类及微型动物修复技术

着生藻类和浮游藻类生长过程中都有净化水质作用。着生藻类和附着生物已成为许多河流水质净化的主体，是目前进行河流水质净化的热点之一。

螺、蚌等底栖动物可过滤悬浮质，摄食生物碎屑，其分泌物有絮凝作用，螺有刮食着生藻类功能，虾和部分鱼类可摄食藻类、碎屑、浮游动物。浮游动物、游泳动物和底栖动物,它们以水体中的游离细菌、浮游藻类、有机碎屑等为食,可以有效减少水体中的悬浮物,提高水体的透明度。通过定期对游泳动物和底栖动物进行打捞,可以防止其过量繁殖造成的内源污染，同时也将已转化成生物有机体的有机质和氮磷等营养盐从水体中彻底输出。这些动物作为健康水生态系统的补充组成，也有重要作用。

3.2.3 植物修复技术

对于河流自然恢复应采取生态化措施，主要是通过恢复河岸植被、恢复天然湿地,在河岸种植芦苇、浮萍、睡莲、水生植物和其他湿地植物，以提高水体的净化能力。种植水生植物的河流水，一方面能够通过植物的根系的吸收，从而降低和遏制富营养化趋势；另一方面通过种植水生植物，可以也起到美化水体环境，提高景观的效果。

（1）挺水植物。

常用的挺水植物有芦苇、芦竹、水葱、灯心草、香蒲、藨草、莎草、伞草、苔草、水生美人蕉、富贵竹、茭白等。藨草对生活污水、农业废水或其他有机污染废水有很好处理效果。芦苇床处理系统是一种人工种植芦苇的湿地污水处理工艺。利用芦苇根系发达和优越的水土气交换能力，污染物与其茎部接触产生沉淀作用，芦苇的根部与茎部可吸收某些污染物，附着在茎部上的微生物可对污染物产生吸附分解作用，使污水流经种有芦苇的土壤或沙砾床而产生自然净化。芦苇对SS、COD和BOD具有较强的作用，但对氮、磷的去除能力较弱，需要其它水生植物的联合作用。如芦苇与茭白混种，芦苇的输氧能力较强，茭白对氮、磷有很强的去除作用。在具体运用中通常采用：污水→沉淀→人工湿地→生态塘。

图3.2-1 植物修复示意图

北京水利科学研究所曾进行芦苇塘净化污水的小区试验，其去除率分别为BOD5 55.6%、COD 53.9%、NH3-N 50.6%、SS 59.1%、TP 59.2%。人工芦苇床建设成本低，处理效果稳定，但冬天处理效果会受到影响。

（2）浮叶植物。

常用的浮叶植物的有凤眼莲、睡莲、慈姑、浮萍、菱角等。浮叶植物在浅水水体中有良好的净化水质效果，种植和收获较容易，在一定季节可以作为重要的支撑系统，但需要及时收获。有些飘浮植物和浮体陆生植物(加上浮力支撑后可水培的植物)是很好的观赏和食用植物，可在一定条件下组合应用，既有净化水质作用，又有经济效益、环境效益和观赏效益。

（3）沉水植物。

伊乐藻、黑藻、苦草、金鱼藻、睡莲等水生植物，可吸收和转化底泥中的营养物质，增加生物多样性。在低温季节，这些植物对TN、TP和硝态氮仍有较好的吸收效果。抗风浪较差的伊乐藻、黑藻，偏好泥质型底泥。抗风浪较好的有穗状狐尾藻、马来眼子菜、菹草。弱光植物苦草、菹草适宜在透明度较低的水体中。菹草偏好沙泥型底泥。在有机质含量较高的底质情况下，伊乐藻、穗状狐尾藻可作为沉水植物恢复的先锋种。镶嵌植物群落组合(由浮水、浮叶、沉水植物优势种的斑块构成)可使藻类的生物量下降57.7%。用覆膜、塑料袋或改变生态位能使喜旱莲子草安全越冬，并对总氮、氨氮和叶绿素a的去除效果较好。

（4）CBS水体修复技术

集中式生物系统(CBS)水体修复技术被认定为生物工程领域的高新技术，并在国内实施完成了多个项目。CBS水体修复技术可除臭去黑，去除碳、氮、磷等有机物、硝化底泥、降解H2S，NH3以及其他化学有害物质；同时可能锁定诸如Hg2+，Cr3+，Cu2+，Pb2+等重金属离子，降低重金属污染；唤醒水体中的有益微生物，净化水体中的有机物，形成水体的生物链，维护生态平衡，保护生态环境。

通过生态修复能够在一定程度上回复城市周边的河流生态系统的循环能力，从而达到自净化的目的。生态修复技术是如今学术界最为提倡的一种技术，因此受到了各个部门的关注。生态修复技术运用生态系统修复与人工辅助结合的方式，提高城市周边河流生态系统的自修复能力，从而提高城市的环境建设，给我国的城市化发展提供了一种可能。生态修复技术对相关技术人员的生态学知识提出了较高的要求，在相关工作人员开展生态修复工作之前，要求相关工作人员对城市周边河流的生态系统有一定的认识，从而保证环境多样化的前期下，开展河流水污染的防治工作，通过相关苗木的选择，能够固化城市周边的土壤，提高城市的抗腐蚀能力，从而保证不发生水土流失的状况，优化我国城市化的资源配置工作。

3.3 河流湿地环境管理

河流湿地一方面具有自然属性，主要包括自然(生态)功能，其演变遵循一定规律，另一方面具有社会属性，即社会(服务)功能，主要表现为人类社会通过开发利用河流的各种资源来发展社会、经济、文化等。古今中外大量的河流开发利用、治理与保护的实践表明，河流的生态功能与服务功能是矛盾的对立统一体，过分开发利用河流的服务功能，会损害河流的生态功能，甚至导致河流生态系统的崩溃而成为“死河”，过分强调河流的生态功能会影响服务功能的正常发挥，不利于经济社会与人类文明的发展，因此二者只有协调一致才能维持河流的永续利用。

人们通常以单一部门或从单一要素对河流进行管理，行政干预常常是解决水问题冲突的主要手段。但是，这种管理方式已经越来越不适应现代社会经济发展的需要，仅仅依靠单一部门或采取单一措施进行治理，只能是事倍功半。

3.3.1 管理问题分析

河流管理是一项复杂的系统工程，涉及到水利、农业、交通、环保等多个部门，而且关系到河流动力学、河床演变、河湖整治、工程泥沙、水文学、河流生态学、河流地貌学、环境科学、社会学与管理学等诸多学科。这些均增加了河道管理的难度与复杂性。

多年来，我国的河流管理亦呈现多部门、多行业管理的“九龙治水”现象，但因各部门、各行业的利益诉求不一样，统筹起来十分困难。目前河流管理主要依据已有国家、地方的法律法规来进行，但针对不同河流及流域而言，有其特殊性，已有法律、法规仍难以满足全国不同河流管理的现实需求。

（1）管理责任机制不完善

在我国河道管理工作中，相关的明确规定，相关工作开展应该由多个部门共同管理，形成了职能交叉，但是由于各个部门之间的配合不够默契，导致责任不能得落实，影响了相关工作的开展。有的部门存在管理机构分工不明确、职责模糊和管理机制不到位的问题，由于不具备完善的责任机制，导致不能落实到人，并且相关的管理机制不能有效衔接。

（2）管理力度不到位

我国河道治理着重河道建设，轻视河道管理，制定的管理制度比较粗放。相关负责人对自身所负有的责任不明确，造成在河道发展中只注重建设，而对已有河道的管理工作却很轻视，在工程建设及工程管理上产生很大差距。管理人员没有强制处罚的权力，管理困难，即使水务部门发现有占用河道或在水利工程周边违规搞开发建设等行为，也会因权限问题，难以履行职责。对破坏河道等，处罚力度不够。对河道保护方面的宣传教育力度不够，广大群众对有关法律法规缺乏应有的了解，给行政执法带来一定的难度。

（3）法律意识淡薄，执法力度不强

部分河道内存在的设障和违背相关的规章制度的现象较多，有一些地区沿河的居民或企业随意向河道内倾倒固体垃圾，造成河道堵塞，加重了河水的污染。同时，一些企业未经批准，随意向河道内大量偷排未经处理的污水，严重影响了河道的水环境。另外，群众到管理人员的管理意识薄弱，向水体排放生活污水、投放生活垃圾等，使得河道污浊不堪，不仅对水体以及生态环境造成了严重破坏，还容易产生一些难闻的味道，诱发各种疾病。相关部门虽然制定了一些相关的措施，对此种现象进行管理，但是由于其自身的环保意识较为薄弱，导致工作开展被动，阻力较大，使得河道脏乱差等现象更加严重。

（4）管理资金不充足

政府财政资金是河道的管理经费的主要来源，因为资金下达具有一定的额度限制，这使得相关的治理工程不能根据实际的资金幅度进行河道管理，因而下达的资金只能作为辅助资金来使用。河道管理资金不足现象严重。

（5）缺乏河道信息采集和共享制度

随着城市化进程步伐的加快，许多地区的水系发生了较大幅度调整，然而，由于部分河道管理部门信息采集滞后，掌握的河道信息与现状脱节。随着信息化技术的发展，电子技术日益普及，需建立市、区、镇三级河道管理部门信息的共享制度。

3.3.2 管理目标理念

河流管理首先应对河流本身的属性与功能进行认识。河流的社会功能主要有：日常水资源消费、水环境卫生、农业与工业供水、航运、发电以及景观、文化、娱乐休闲载体等，一直在被人类不断地开发利用着；其自然功能则是承载着河流生态系统，这一概念是20世纪60年代人们才逐渐认识到的，并在80年代时开始进行河流生态保护，于90年代提出了河流健康生态概念，目前正在不断完善其评估框架和方法，提出修复与恢复对策。

从工程哲学的角度来看，河流管理应逐渐重视河流的自然功能，并期望维持河流健康，实际是从“人类中心主义”到“生态整体主义”的有益转变。生态整体主义认为，人与河流是一个统一的整体，它们是相互作用、同构共生、协调发展的关系，人类不仅要利用河流生态对人的价值，还应当尊重河流生态自身的价值。因此，“维系河流健康、促进人水和谐”这一河流管理最高目标也就顺理成章了。为达到这一目标，在国内外的先进河流管理实践中体现出的管理理念可归纳如下。

（1）整体性。也称为一体化，有两层涵义：①流域整体性，即河流的资源开发及洪水管理，要着眼于流域单元；②河流系统整体性，即将河流生态系统考虑，按照生态学思想和进化论进行管理，协调、控制方向或人类活动，平衡长期和短期目标，维持生态系统产品、功能和社会需求的多样性等。

（2）适应性。也称为动态管理，亦有两层涵义：①对不同的河流应用的管理模式和目标，可按照河流地貌特征、开发利用程度、生态系统现状等进行分类管理，实行修复或恢复；②对同一条河流的不同阶段应用不同的管理模式，依据以往的经验教训和新的条件不断对管理方案加以调整。

（3）可持续。可持续是从流域整体性这个空间概念引申出的一个时间理念，即河流管理要着眼长远，使资源利用可持续、生态系统可持续、社会经济与河流伦理可持续。

（4）参与性。河流管理往往涉及多个方面，需要满足不同部门对河流管理的多方面需求，强化公众参与和协作，河流管理工作中需尊重流域内居民的参与权，充分反映居民的要求，调动公众保护河流的积极性，为广大居民创造良好、安全的河流生态环境，将河流环境视为公众舒适性的体现。河流管理即以河流管理理念采取措施来发挥河流的功能，实现河流管理目标。其主要内容包括：水量管理、水质管理、河岸带管理和河道管理，各方面既有传统内容也都面临新的挑战。其中，水量管理除了供水、发电、航运要求外，生态需水量的评估和调配是当前的工作前沿；水质管理则面临从末端治理向源头控制的转型阶段；河岸带管理则因为涉及国土、交通、农业、水利等多部门，目前亟需加强统一管理，以保证这一河流与陆地缓冲带的自然功能；河道管理在保证防洪安全的前提下，更加注重河流再造过程中的航运与岸线开发利用等科学论证与河道生态修复与保护。

河流管理主要内容包括：充分发挥流域综合规划及专项规划的指导作用，依法依规进行河流管理；充分利用河流水系中的水工程措施与非工程措施，统筹防洪、生态、水资源利用、发电、航运等进行综合调度；加强河道开发利用、采砂与生态环境保护的管理；组织推进防洪工程与河(航)道整治工程建设并强化运行维护与管理；及时组织防洪工程运行风险评估、河流生态与环境评估、人类活动干扰与自然条件变化对河流系统演变影响评估等。

“十八大”报告提出“尊重自然、顺应自然、保护自然的生态文明理念”，全新诠释了生态文明的内涵，同样，水生态文明理念提倡的是人与自然和谐相处的。新时期河流管理总体要求就是坚持人类社会、经济、文化与河流自然、生态与环境的和谐可持续发展，解决由于人口增加和经济社会高速发展出现的洪涝灾害、干旱缺水、水土流失和水污染等水问题，使人类与河流的关系达到一个和谐的状态，使宝贵有限的河流资源为经济社会可持续发展提供永续的支撑。

然而，河流管理要达到生态文明建设的相关要求也不是一蹴而就的，从“维系河流健康、促进人水和谐”这一河流管理最高目标来看，不同的河流有着不同自然功能和社会功能要求，在制定具体的治理目标时不能一概而论，而应该根据以自然功能为主、自然功能与社会功能兼顾以及以社会功能为主，进行分类划分。从管理理念上强调整体性、适应性、可持续和参与性，并需有理念、政策和机制上整体协调，从河段到河流、再到流域整体，各项相关管理政策和机制均要有在保证多部门和公众参与的基础上，满足适应性和可持续发展要求。从河流管理内容来看，目前的发展趋势是河流管理的区域有所加大，从河道至河岸带、从河流至流域；河流管理的对象要素在增加，从水量、防洪扩展到水环境、水生态；河流管理的措施从单一走向多样化，从单一的工程措施，走向多工程联合调度以及源头控制、条例制定等非工程措施。因此，在面临在不同河流、不同阶段、不同的治理目标， 考虑更多要素，需要灵活采取适应性的管理模式进行河流管理，以达到阶段目标和终极目标的有机统一。

3.3.3 管理对策建议

我国十几年的大规模水污染治理，难以改变流域水污染的严峻形势，流域水污染已成为可持续发展的严重威胁，而目前的流域水污染治理模式却难以有效地解决，必须通过创新流域水污染治理模式，突破“久治不愈”的水污染治理瓶颈。在流域治理过程中，重污染河流湿地水质的改善，是治理能否成功的关键，也是重点和难点。

（1）创新监督机制，强化政府责任

1）人大常委会有力督办

组织一次人大代表视察污染整治现场，召开整治工作协调会，还定期不定期开展调研、暗访、检查，走出了一条“人大监督、部门协同、科学谋划、联防联治、综合治污、精细管理”的流域治理新路子。在人大监督下，推进各级政府对重污染河涌治理挂牌重点督办。

2）社会各界广泛监督

做好水质信息公开。每季度发布重点河流月度水质状况，邀请媒体曝光环境违法行为，因势利导传播环保“正能量”，形成河涌整治社会氛围。

健全社会监督机制。充分发挥人大代表、政协委员和新闻媒体监督作用，鼓励公众检举、揭发、曝光环境违法行为，推行环境违法行为有奖举报制度或线人举报制度。

实施信用评价制度。实施国控重点污染源环境保护信用管理，每年评价一次，评价指标包括废水排放、水污染物排放总量等，评价结果分为环保诚信(绿牌)、环保警示(黄牌)及环保严管(红牌)并通过环境保护公众网等媒体公开。此外，每季度公布环境违法企业“黑名单”，红牌企业直接纳入“黑名单”。

（2）创新监管机制，建立长效制度

1）强化污染源监管

严格实施排污申报和许可证制度，对超总量、超标排污企业依法吊销排污许可证，按照“一企一档”原则建立重点污染源动态监管档案；加强污染源在线监控系统建设，推进国控、省控重点污染源及重金属特征污染物在线监控建设；加大重点流域重点污染源现场巡查力度和监测频次，一月一巡查；定期开展环保专项行动，按“两高”司法解释严厉打击、从重查处治污设施不正常运行、偷排超标排放、未批先建、违反“三同时”制度等违法行为。

2）完善环境执法机制

健全流域联合执法机制，定期开展联合执法和交叉执法检查行动，加大交接区域和插花地污染监管和检查力度，加强环保与其他部门的执法联动和信息共享，健全环境违法违纪案件查处协作机制；完善环保执法后督察机制，推动违法企业及时有效落实整改措施。建立流域环境监察协作、部门联合执法、边界联动执法和环境应急联动机制， 完善定期协调会商、信息互通共享、水质联合监测等制度。

3）建立区域联动机制

积极探索跨省水环境保护合作新途径，实现跨界水站上下游共同建设、共同运行、数据共享。建立联防联治机制，共同解决区域突出环境问题，逐步建立“部门监管、企业自律、社会监督”相结合的污染源长效监管机制。

（3）创新治理机制，改进整治思路

1）科学综合整治

坚持从区域流域整体出发，实施水污染综合系统防治，强化科学治水。坚持“水系入手、截污为先、方式多样、河道整治、适度美化、综合治理”的原则，创新整治思路。从单纯水污染控制向水环境整体优化转变，营造水环境安全、水生态优美、水空间宜人的水生态系统， 满足城市发展和市民对水更高层次的要求；从重建设向建设管理并重转变，深入推进精细化治污，完善“监测、监察、监督”联动平台；从单纯政府投入向全社会共同参与和市场化转变，坚持污染整治与城市改造升级结合，推广“水污染治理+环境整治+生态修复+土地整备+建设开发”的整治模式，运用市场经济手段，大力推进水污染整治市场化改革。

2）精细化管理

按照“流域－控制区－控制单元”三级分区体系推行水环境精细化管理，分区域、小单元治污，细化治理方案，做到 “一河一策”。

3）以园区建设推进整治

对电镀、印染、皮革等重污染行业企业“入园一批、关停一批”，加速产业转型升级及园区建设，集中建设、集中治污、集中管理。对逾期未建污水处理设施或污水处理不达标的园区，一律暂停审批园区内的新、扩、改建设项目。

4）创新整治考核机制

推行“河长制”、“段长制”及第三方评估。由各地政府主要负责人担任“河长”，负责水污染防治和生态保护。制定河长”考核奖惩办法，将重污染流域治理主要目标、任务纳入“河长”政绩考核，并向社会公布考核结果，对一年考核不合格的“河长”约谈；连续两年考核不合格通报批评；连续三年考核不合格一票否决，两年内不得提拔；对一年考核优秀的“河长”通报表扬，连续三年考核优秀予以奖励，并报组织部门作为提拔参考。

5）拓宽治理资金渠道

积极争取中央财政支持，设立河流湿地治理专项基金，用于污水处理厂网、人工湿地和镇污水生态处理池建设。实施有利于水环境保护的经济政策，深化“以奖促治”、“以奖代补”、“以奖促减”等政策，发挥财政资金引导和带动作用，同时发挥融资平台作用，引进社会力量参与建设，鼓励社会资金、港澳台及国外资金投入水环境保护。推进水污染防治领域政府和社会资本合作(PPP)，鼓励和引导社会资本参与水污染防治项目建设和运营，加快水污染防治工作。

6）强化风险与生态管理

以国家水体污染控制与治理科技重大专项等研究成果为依托，开拓创新，坚持“达标管理”与“风险管理”并重，“水质管理”与“水生态管理”并举，创新流域水环境综合管理机制。提出水质风险识别、控制和综合管理的水环境保护创新转型新举措。

（4）健全淘汰机制，严格环保准入

1）严把环保准入关

全面推进规划环评，对未组织环评的规划所列项目不予受理；严格建设项目主要污染物排放总量前置审核制度，实行控制单元内污染物排放“等量置换”或“减量置换”；供水通道和水质超标的控制单元禁止接纳其他区域转移的污染物排放总量指标，鼓励向环境容量充裕的非敏感河流转移总量指标；对不符合产业政策要求、未取得总量指标、排放不达标的建设项目，一律不予审批环评文件。

2）严格区域项目限批

对未实现总量控制目标、水质达不到功能区目标要求、发生重大污染事件的区域实施限批。对交接断面不达标的区域实施限批，严控重污染项目建设，并实行环评责任追究制度，严禁违规和越权审批。

3）实行更严格的排放标准

推动企业转型升级，针对重点流域、重点行业制定更严格的地方标准。

4）健全落后产能淘汰机制

建立以水污染排放总量控制为重要依据的产业准入和落后产能退出机制；制订关闭、淘汰重污染企业名录；依法实行强制性清洁生产审核，对污染物排放超标超总量的企业及使用有毒、有害原料或排放有毒、有害物质的企业，强制清洁生产审核，督促重污染企业绿色升级改造。大力推进造纸、纺织印染、制革、电镀、化工等重污染行业及高水耗、高污染、低产出等落后产能的淘汰，综合运用价格、环保、土地、市场准入、安全生产等手段加快落后产能淘汰。

3.4 实践案例分析

分别对国内外的河流湿地水环境污染控制实践案例进行整理，选取昆明市海河湿地水环境治理和国外6条河流为典型案例进行实践经验分析。

3.4.1 国内案例分析

海河起点为东白沙河水库，在福保文化城入滇池，是昆明市东片区和东南片区主要防洪河道，总长度16.92公里，径流面积46.2平方公里，其中涉及盘龙区0.66公里。海河作为滇池治理要求达标的16条主要入滇河道之一，因连续多年水质未达标，水体呈黑臭，严重影响滇池水质，2016年2月被住建部、环保部列入云南省12条城市黑臭水体河道。

3.4.1.1 河流主要问题诊断

基于海河历年水环境变化及现状分析，得出海河目前存在的主要环境问题如下：

（1）沿河各项整治工程未完成

海河水环境整治工程于2009年开工，当年底工程完成，同步建成了沿河截污管道，已运行5年。工程建成后截污系统发挥了全线截污功能，河道水质一度明显好转。但近年海河排口有大量污水直排入主河道，水量约2000~4000m3/d。对下游河道的污染及其严重，并持续至今。近年海河周边建成了大规模建材市场，是造成污水量剧增的直接原因。

图3.4-1 海河污水直排情况

（2）管网重建轻管、维护不到位、功能发辉不足

1）海河沿线于2014年已经建成单侧截污污水管道并接入广福路污水干管，主要解决当时两岸村民和少量作坊排水需要。

2）目前海河下游的广福路、洱季路均有现状管线，海河排水最终可以进入第六污水处理厂处理。因此，对于海河沿线来说，排污、处理系统均完备，问题在于管道不通畅。

3）调查期间广福路污水干管海河东侧、昌宏路西侧检查井水位均较高且水流基本静止，而洱季路西侧水位开始下降且流动剧烈，以后洱季路污水厂北侧检查井水位均较低，此现象初步证明广福路干管洱季路以西管段或老海河沿线管道存在堵塞，致排水不畅。需要进一步进行地下管网调查和疏通。

图3.4-2 海河排污系统关联设施分析图

（3）沿线重点工程建设对沿河管网造成破坏

南连接线工程建设造成河道原管网损坏，虽修复但出现排水不畅溢流问题；飞虎大道建设破坏了海河管网至今未修复。

（4）截污不彻底，存在部分污染源点，点包括：

1）东白沙河水库上游支次沟渠污水进入水库导致水质较差（水质为劣Ⅴ类水）；

2）东三环路部分污水经排洪管道进入海河；

3）轨道6号线二期施工产生的部分泥浆水进入海河；

4）铁路枢纽改造工程施工产生部分泥浆水经溴水河进入海河；

5）铁路货场段片区污水排入海河；

6）海河沿线村庄、市场、以及昌宏路部份市场污水进入海河，流量较大；

7）六甲片区村庄部分污水溢流排入海河。

（5）滇池水位顶托，交叉污染形成黑臭水体

海河下段地势相对较低，滇池水位正常状态顶托至广福路以上海河交叉口段，水体基本静止不动，严重影响海河水质，致使该段形成黑臭水体问题。

（6）海河存在内源污染的问题

海河下段2010年完工后，至今未进行过清淤，加之滇池水顶托，水体静止不动，河体存在内源污染的问题。经初步勘测，海河沿程泥厚从0～1.45m不等，平均泥厚约为0.8m，河道平均宽度15.5m。

海河底泥中总有机质含量平均值为7.15%，范围为0.22%～10.88%；海河底泥总氮含量平均值为3330.38 mg/kg，范围为1210 mg/kg～4967 mg/kg；海河底泥中总磷平均含量为566.80 mg/kg，范围为81.64 mg/kg～828.02 mg/kg，表明海河内源污染十分严重。

（7）片区污水处理能力有限，系统性的问题需要解决

目前，二厂、六厂、七厂、八厂、十一厂、十二厂、呈贡洛龙河水质净化厂还未能实现统筹联动运行调配。

图3.4-3 海河沿线河道现状图

3.4.1.2 治理方案设计

根据《滇池流域水污染防治“十三五”规划（2016-2020年）》和《官渡区水环境综合治理“十三五”规划》要求，坚持“突出重点、分段实施”的方针，加大以海河为重点的黑臭水体污染治理力度，消除黑臭水体，通过实施河道截污、底泥清淤、生态修复等措施全面提升入湖河流水质的目标。重点开展海河水环境综合整治，加快推进海河（上段）水环境综合整治工程和海河（广福路下段）防洪综合整治工程，尽快消除黑臭，改善水质的工作要求。本项目在海河流域自然环境、社会环境、相关规划、水质、底质及河流水系历史资料收集的基础上、通过河道断面勘测、主要问题诊断，并结合底质、水质和水生态系统现状调查，通过环保清淤、底泥安全处置与资源化利用、余水处理处置、生态补水及生态修复等工程技术比选，按照环保清淤—生态补水—生态修复的总体思路，通过实施环保清淤工程、生态补水工程和河道生态修复工程，最终实现消除海河黑臭水体的总体目标。海河治理的总体设计的技术路线如下：

图3.4-4 项目的技术路线图

总体目标为清除污染底泥，削减内源污染负荷；构建沉水植被系统，初步构建水体健康的生态系统。

3.4.1.3 底泥环保清淤工程

（1）清淤工艺流程

采用水力冲挖施工技术，其基本工作原理是模拟水流冲刷现象，借助水力切割的作用来完成挖土，利用泥浆携砂的原理完成运土的土方工程施工作业。离心泵自供水源抽取水后，水流由高压泵产生压力，通过水枪喷嘴射出一股密集的高压、高速柱状水流，对需要开挖的土体进行切割、粉碎，使之湿化、崩解，混合液经排水沟汇流入集浆坑内，再由泥浆泵经输泥管道输送至弃土区域进行处理，从而完成土方工程挖、装、运、卸、填的各道施工工序。其基本作业流程如下图所示。

图3.4-5 水力冲挖工艺流程图

水力冲挖机组施工、管道送土，没有耕地、植被踏废问题，有利保护沿河植被，还可利用送土较远的特点，平整废沟、浜塘和低洼地。水力冲挖机组施工可直接接驳电箱，动力输送，无燃油尾气排放，减少环境污染，利于生态平衡；可以完成远距离弃土和淤泥、流沙等软土的输送，解决流沙、淤泥开挖的技术难题，施工中不产生扬尘等污染物，有利于环境保护。

（2）清淤方案设计

本工程设计三个堆场，根据底泥离堆场距离，以近吹近，以远吹远的原则，确定B、C、D三个清淤分区，其总长为9.21km。

海河上游来水主要有污水处理厂尾水排放、支渠汇入、污水口排放、水库调控来水等。污水处理厂日排水量约为5000 m3；支渠每天汇入量约为3000 m3；河道两岸分布约22个排水口，5个有水流排入河道，每天汇入量约为1000 m3；河道上游东白沙水库调控，每天来水量约为2000 m3，总计每天上游来水11000 m3。由于海河上游来水量较大，本项目建议施工时按照堆泥场位置分段规划、施工。

当前海河两岸可用淤泥处置场地有三个，按照堆场堆存方量、河道需开挖工程量及施工方式进行规划，将河道自上游至下游分为4个区块，其中A区进行河道清表，B、C、D区进行河道清淤，分区见图3.4-6。

图3.4-6 清淤分区平面布置示意图

（3）清淤方案

水力冲挖施工工序主要为：河道清表→分段修筑围堰→施工排水→河道清淤→管道输送。

1）河道清表。海河河道边坡、河底存在大量水生植物和生活垃圾，易造成泥浆泵堵塞，降低施工效率，需要人工进行清除。

2）修筑围堰。在河道疏挖区域的施工段之间修筑围堰，以便于水力冲挖施工。

3）施工排水。施工前将河道各施工段围堰构筑后，采用离心泵排出河道内积水。

4）水力冲挖。水力冲挖采用高压泵配合高压水枪将淤泥破碎成泥浆，汇集到泥浆池的泥浆泵，通过排泥管道和接力泵输送到土工管袋内（中间经过调理剂制备设备加入调理剂并充分混合）。

（4）污染底泥输送

本次工程的污染底泥是通过采用泥浆泵吸泥、排泥一次完成，并采用管道输送至处理区域。实现排压不足时，在管线中加接接力泵站。因此，需在疏挖区及弃土处理区间铺设输送管道。

管线组成：疏挖区内采用陆管，其余段场地允许时采用陆地管。陆上铺管工作难度大时，管线可沿河道进行铺设。

经由水力冲挖机组疏挖的污染底泥，汇集于泵站处，由接力泵通过管道排放至处理场地。清淤底泥的输送管线主要由两种形式组成，泥浆泵使用管线全部为软管，接力泵站至弃土处理厂所用管线为钢管。

3.4.1.4 底泥处置工程

（1）底泥处置技术

综合考虑本项目实际情况，采用土工管袋脱水固化工艺。

土工管袋是一种由高强土工织物制成的大型管袋及包裹体，其直径可根据需要变化，实际应用中最大已超过10m，长度可达数十米。土工管袋最初用于沿海工程中，近几年逐渐被用于江河湖海淤泥脱水处理，这种技术是在水下疏挖的过程中将高分子调理剂按一定比例剂量的溶液投入到淤泥泥浆，打入到管袋通过底泥自身重力作用和袋体材料本身的滤水作用，实现泥浆的脱水，以达到减少污泥体积的效果。

（2）污染底泥处置方案

土工管袋固化工艺主要包括清淤系统、调理系统、土工管袋吹填系统，工艺流程图如下。

图3.4-7 土工管袋工艺流程图

1）清淤系统。采用泥浆泵水力疏挖进行河道底泥疏挖，通过封闭管道将清淤泥浆输送至土工管袋。

2）调理系统。主要由调理剂制备间、输送泵等组成。用于制备泥浆调理剂，并通过计量装置输送到清淤管道中，与清淤泥浆进行混合，完成泥浆调理。

3）土工管袋吹填系统。吹填前期需要进行场地平整，防止尖锐物体刺破土工管袋；堆填骨料多使用平滑且有较大间隙的物体，如鹅卵石等，为土工管袋底部排水创造条件；管袋铺设并固定完成即可进行吹填；一般情况下，多个土工管袋同时进行吹填，以匹配清淤设备的生产能力，防止管袋爆破。如需要多层吹填，需在上一层土工管袋吹填完成并达到稳定后，按照相同流程施工。

（3）堆场选择

根据选址原则，经过对海河两岸周边反复踏勘和调查，选定三个堆场。

图3.4-8 堆场平面位置示意图

堆场1：面积2.2万㎡，位于巫家坝机场南侧草坪。

堆场2：面积1.1万㎡，位于宝华寺上游400m处，海河东侧，小板桥社区。

堆场3：面积1.35万㎡，位于海河与环湖东路东北方向拆迁区，海河东侧，原张家村。

（4）脱水土外运

土工管袋脱水土可按要求资源化利用，用于绿化、回填等。底泥经土工管袋处置脱水后，需晾晒3个月进一步干化，3个月以后运输至指定地点利用。

底泥经土工管袋脱水，并晾晒3个月后，自然淤泥与产生脱水土的体积比约为1.8:1，即1.8方自然淤泥经土工管袋脱水后形成1方脱水土。海河清淤工程量112309 m3，能够产生脱水土62394 m3。

（5）底泥资源化利用

疏挖底泥性质决定了底泥的处置利用方法，海河河底淤泥多是生活污染源，富含有机质，重金属监测指标合格，干化后可用于复耕或者道路绿化土壤。

3.4.1.5 海河生态补水工程

补水水源主要来自海河西侧的枧槽河。

（1）枧槽河及水量概况

枧槽河起于宝海公园后门，清水河与海明河汇合处，止于张家庙大清河交汇口，河道全长5.8 公里。流经关上、小板桥、六甲三个街道办事处的双桥村、日新村、向化村，在六甲张家庙汇入大清河流入滇池。汇水面积7.63 平方公里。原河道为主要城市纳污河，2006年进行了综合整治后，拓宽为16～20 米，过水流量每秒50 立方米。枧槽河常流量主要是来自昆明第十污水处理厂尾水，是向海河的补水的主要水源，常流量为10万m3/d。

补水的选水点取在枧槽河下游靠近大清河汇入口，流程末端，向海河补水并不影响枧槽河的生态水流量。同时，由于大清河与枧槽河交叉口附近有昆明第二污水处理厂尾水（10万m3/d）补水，在枧槽河末端取水对大清河下游的影响也较小。

（2）海河水量概况

雨季海河流域同样雨季降雨集中，历时短，降雨后一段时间内河道中断和上段均处于无水状态，旱季基本无有效降雨水。

旱季主要的水源为第十一污水处理厂尾水、东白沙河水库补水，第十一污水处理厂由于刚建成，目前尾水仅为0.5万m3/d左右，东白沙河水库库容较小，随着周边的快速发展，除去水库自身的生态及景观用水外，可控制和调节使用的水量很小。因此，海河常流水量仅为第十一污水处理厂尾水，流量为0.5万m3/d，补水点为虹桥路东三环虹桥立交南侧。

（3）补水水量及水量平衡

海河下段补水水量主要来自上游第九污厂尾水和枧槽河中第十污厂尾水，其中枧槽河取水规模按照7.5万m3/d考虑。加上海河上游污水厂来水，海河补水总量为8.0万m3/d。

生态补水工程由泵站建成后管理单位负责实施，不划在官渡区海河环保清淤与生态修复工程范围之内。

海河下段（广福路以下）河道主要梯形断面，广福路南侧河道底宽约16米，边坡坡度为1:2，受水点常水深为0.4，补水起始流速为0.19m/s。至下游水深越来越深，至福宝附近河宽约21米，矩形断面，水深约2.5米，水流速0.02m/s。

补水点水量平衡图如下。

图3.4-9 海河补水水量平衡图

3.4.1.6 河道生态修复工程

根据工程区水质、水深分布、流速和水生植物分布现状，可将河道生态修复区分为A、B、C和D共4个区域（见图3.4-10）。

（1）生态修复工程A区

该区包括断面16#-21#，其中断面16#-17#为直立砌体岸，断面18#-21#为石龙堤岸，河道长1735 m，水面面积5.66万m2；

环保清淤前流速0.06 m/s，河段水深变化在0.1-1.3 m，沿途岸边水生植物分布较多；

环保清淤后预计水深变化在0.6-1.5 m之间，平均水深为1.3 m；

该区拟实施工程措施：1）水体透明度快速提升及复氧工程；2）沉水植被修复工程。

（2）生态修复工程B区

该区包括断面22#-26#，全部为石龙堤岸，河段总长1224 m，河道面积2.59万m2；

环保清淤前流速0.05 m/s，水深变化在0.6-1.6 m，沿途岸边和水面几乎无水生植物分布；

环保清淤后预计水深变化在0.8-2.8 m之间，平均水深为1.6 m；

该区拟实施工程措施：1）水体透明度快速提升及复氧工程；2）沉水植被修复工程；

（3）生态修复工程C区

该区包括断面27#-36#，全部为石龙堤岸，河道总长2159 m，河道面积4.68万m2；

环保清淤前流速0.05m/s，河道水深变化在0.2-2.4 m，沿途岸边和水面几乎无水生植物分布；

环保清淤后水深变化在0.6-3.3 m之间，平均水深为2.1 m；

该区拟实施工程措施：1）水体透明度快速提升及复氧工程；2）沉水植被修复工程；

（4）生态修复工程D区

该区包括断面37#-39#，全部为石龙堤岸，河道总长880 m，河道面积1.27万m2；

环保清淤前流速0.05 m/s，水深变化在0.3-1.1 m；

环保清淤后水深变化在0.6-1.4 m之间，平均水深为1.1 m；

该区拟实施工程措施：1）水体透明度快速提升及复氧工程；2）水生植被群落构建工程；

图3.4-10 海河下段生态修复工程分区图

3.4.1.7 组织实施与管理方案

海河环保清淤与生态修复工程项目可由政府自主组织建设，也可引入社会资本共同组织项目建设。建议通过公开招标方式遴选社会资本，由中选社会资本与与政府方共同成立项目管理公司负责建设以及运行管理，相关管理结构如下：

（1）项目实施机构

由官渡区政府授权官渡区水务局作为项目实施机构，水务局通过公开招标方式选择具有建设能力和运营能力的社会资本，并与其签定PPP协议，确定社会资本方投资建设、运营、维护、管理项目的权利和地位，代表政府方对项目全过程进行监督管理。

（2）社会资本

社会资本作为为本项目的投资建设人，负责与政府方共同出资成立项目公司。社会资本如具备承担项目设计施工的能力，可直接作为项目的设计施工总承包方，具体负责项目的设计、采购及施工任务。

（3）项目公司

项目公司作为项目建设单位，根据项目实际情况设立相应的适应性部门，具体负责项目的投融资、建设管理、维护等工作；对于社会资本无法承担的建设内容，通过招投标的方式选定承包方。

3.4.2 国外案例分析

在一些发达国家，河流生态修复已经有了大量成功的实践，不仅因为相关研究卓有成效，更有赖于一套切实可行的实施机制。相比之下，中国在实践上却进展甚微。过去，人们往往将原因归结为认识上的不足、法律的不健全或工程技术的落后等因素。随着人们认识的深入，通过对河流生态修复机制的研究将河流生态修复问题提升到一个新的层面。

河流生态修复研究而言，当前的研究多集中在单一作用因素，如相关法律法规、自然河流形态和功能以及生态修复理论或技术的研究等，但较少有对复杂实施机制的全面探索。动态性是指机制的运行必然是一个动态的过程。对河流生态修复实施机制组成部分的研究仍是静态的，而对各部分之间相互联系、协调以发挥作用的方式的研究，则将其提升到一个动态研究的层次。

选择英国、美国、加拿大安大略省、澳大利亚西澳州、新加坡和日本6条河流生态修复机制较为健全、机制运行效果较好的代表性国家/地区，试图通过比较研究如何建立健全的河流生态修复实施机制以及发挥各部分之间的联系与作用。

从所研究国家/地区的机制中，可以归纳出一个健全的河流生态恢复机制，一般包含相关法律、专门机构、技术规范3个部分，结合具体案例将分别就其各自概况和功能进行分析。

3.4.2.1 相关法律

法律具有强制力，因而是实施机制中必不可少的一部分。由于河流的处理方式是由多因素决定的，河流生态修复并非必须的选择，河流生态恢复的程度也须根据实际情况，不可一概而论。因此，这些国家/地区并没有专门针对河流生态修复的法律，有关内容一般分散在多个相关法律中(表3.4-1)，从水污染防治、水资源管理、环境保护、动植物保护、防洪排水等不同角度，或多或少地为河流生态修复提供了一些依据。

表3.4-1 各国家/地区重要的相关法律概况

3.4.2.2 专门机构

虽然多数国家/地区并没有针对河流生态修复的专门立法，但它们大都有专门研究和推动河流生态修复的机构(表3.4-2)。很多时候，即便条件允许，由于认识上的不足或出于其他方面的考虑，生态修复未必是决策者的首选方式。在这种情况下，专事河流生态修复的机构便发挥了重要作用，它们是推动生态修复实施的重要角色。具体的推动方式包括。

表3.4-2 各国家/地区专门机构概况

（1）依靠行政力量。美国、西澳州、新加坡和日本的机构都是政府机构，它们一般在提供技术或设计指导的基础上，依靠行政力量来推行。特别是美国的联合联邦机构河流修复工作组，为15个联邦机构合作形成的联合体，包括美国陆军工程兵团、田纳西流域管理局等，本身又是河流相关项目的实施者。这些机构取得了以河流生态修复为目标的共识，推行就变得相当有力。

（2）提供技术支持。英国的河流修复中心依靠派专家赴现场参与、提供技术支持的方式推动。技术支持的提供方式十分灵活多样，实践者可以直接与RRC沟通以确定需要何种方式的支持。项目开始之前，RRC可以协助实践者制定适合场地特点的修复目标、寻找河流修复的可能性、提供相似案例的参考等。在设计和实施阶段，它可以对设计草图、技术设计和规划提出意见，在设计和实施中可以随时为实践者提供咨询。RRC还可以协助项目监测评价以及推广宣传等。总而言之，RRC虽不具有行政力量，但它靠强大的技术支持和无微不至的服务来推动河流生态修复的实施。

（3）发展合作关系。加拿大安大略省的“安大略河流”机构通过与各种有关的团体、机构(包括教育机构、社区团体、政府及非政府机构等)建立合作关系的方式进行推动。例如，安大略省有36个官方的流域保护局，经过多方努力，“安大略河流”与它们形成了合作伙伴。大约在20世纪90年代，实施一个河流生态修复项目可能需要多个不同政府机构的许可，而进入21世纪以后，“安大略河流”在进行相关项目时已经不需要经过它们的许可，而是得到更多的支持。

4）开展大型计划。有计划地开展和推动全国/区域范围内的项目也是很多机构采用的方式。这种方式从宏观出发，展现出一个美好的远景，并分期分步地实现。同时，这种方式具有较好的激励作用，因为每个项目可以借助总体计划的声誉和资源而得到更多支持。例如，RRC一直在全英国乃至整个欧洲范围内推动河流生态修复项目的实施，并建立了一个全国河流修复的清单和数据库。另一个著名的例子是新加坡的ABC水计划(ABC Water Programme)，其目标是形成一个覆盖整个新加坡的绿色河流系统，计划到2030年将有超过100个项目被实施，截止到2012年，已有20多个项目竣工。它的旗舰项目加冷河(Kallang River)生态修复起到了良好的示范作用。

5）开展教育培训。本文研究的机构几乎都开展了教育和培训的工作，特别是从长远角度来看，意识的提高和相关知识的传播也是推动河流生态修复的重要方式。例如英国RRC的主要推动方式就是提供技术支持，因此特别重视教育培训。另外，除了上述国家或地区级的机构以外，在实际实施中，专门机构还可能是专门针对某个区域、流域、河流或河段临时成立的。它们与上述国家/地区级机构发挥着同样的作用，并且更有针对性，形式也更灵活多样。根据具体情况，它们可能是国家/地区级机构的下属机构，也可能是利益相关者自发组成的；可能是非营利组织，也可能是商业公司；可能是一个机构，也可能是多个相关机构组成的联合体。

3.4.2.3 技术导则

河流生态修复具有很大的灵活性，与本国家/地区的实际情况相切合的修复目标和标准是能够实施生态修复的关键。同时，河流生态修复的具体操作具有很强的技术性，技术上的指导和规范也必不可少。

本文所研究的国家/地区均制定了河流生态修复的导则文件，这些导则文件从当地实际情况出发，内容一般都包括了河流生态修复的基本目标、规划设计和技术指导以及监测评价的标准。

（1）修复到何种程度

在条件允许的情况下，将生态修复作为河流管理的目标这一点基本成为共识，然而生态修复本身的目标却是灵活的。对于修复到何种程度，即在多大程度上恢复河流受到干扰前的形态和功能的问题，不同的导则根据各地的情况有着不尽相同的主张。通过对这些导则的审视，不难发现，没有一个国家/地区试图将河流恢复到“完全自然”的状态。这一点不难理解，一方面由于历史原因和城市发展需要，“完全自然”根本无从实现，另一方面适当的工程设施也是必要的，过分强调生态与忽视生态一样，是将人与自然对立。其中，美国的《河流廊道修复原则、过程与实践》是这些导则中最倾向于“接近自然”的。虽然该导则强调了河流具有自我修复的能力，修复的目标是使河流达到一个可以自我恢复的水平，但对于人为干扰因素则强调尽可能将其消除，并认为这是“首要也是最重要的步骤”。因而美国的河流生态修复以非城市区域为多。这或许受到美国生态中心主义观念的影响，另一方面或许跟北美地广人稀的环境以及郊区化的发展方式有关。

《安大略河流修复手册》提出了与美国相对立的观点。这份手册中，“修复”没有使用“restoration”，而是使用了“rehabilitation”，并认为“restoration”倾向于通过消除干扰回到干扰前的状态，而“rehabilitation”则是在接受干扰因素的情况下恢复河流的生态功能和过程。其他几份导则在修复程度这个问题上基本都和《安大略河流修复手册》持相似的看法，虽然在“修复”一词的指称上不尽统一。

（2）对连续性的要求

1980年，Vannote提出河流连续体概念(the river continuum concept)，强调沿河流的整个长度研究其结构和功能，这个概念在河流生态修复中得到了广泛重视。然而在实际实施中，由于存在多方面的限制，要做到整个流域或河流的“绝对连续”基本上是不可能实现的。1983年，Ward和Stanford在探索了“不连续”对整个流域影响的可接受范围的基础上提出了“序列不连续体概念”(Serial Discontinuity Concept)，可以认为是“河流连续体”概念的完善。由此，必要的、无法改变的人类干扰因素与河流生态系统可以在“序列不连续体概念”的框架下和平共处。

在本文研究的导则中，与修复程度问题相似，美国的《河流廊道修复原则、过程与实践》相对来说最强调连续性，导则中对生态修复的过程及各种技术的阐述多从大尺度进行，对于影响河流连续性的干扰因素采取消除(removing)或改变(modification)的方式。

其他导则看起来更加接受序列不连续体的概念，在重视河流连续性的同时也接受干扰的存在。修复的尺度也更加多样，如新加坡对见缝插针的微小尺度也不忽视，因为当这种不连续的“点”达到一定数量以后，它们就组成了一个“相对连续”的整体。

（3）工程技术与规划设计指导

生态修复的具体实施涉及很多不同领域的知识，相关导则也从各国家/地区的实际出发，根据既有的研究和实践中的总结，为实践者提供了切实可行的指导。虽然河流生态修复是对“过度工程化”的一种矫正，但不代表生态修复排斥工程手段。生态修复的技术本质上是一种“生态工法”(Ecological engineering method)。这些导则中均包含了详细的相关生态工法的指导。新加坡的《ABC水设计导则》比较特殊，除了生态工法以外，还格外注重城市规划设计方面的考虑。作为一个城市国家，新加坡的流域面积占到整个城市面积的2/3。与其他导则不同，新加坡将城市中的广场、建筑和道路等都视为流域的组成部分，与其说是以流域为主要视角，不如说是以城市为主要视角。导则中创造性地提出了“ABC水设计元素”(ABC Waters design features)。“ABC水设计元素”可以认为是一系列雨洪模块，具有净化、滞留、引流和下渗等不同功能。这些模块与城市广场、建筑及道路等“流域元素”(Catchment Elements)结合，与河道一起形成城市绿色基础设施的网络。

（4）监测评价方式

在各国家/地区的努力下，每年都有大量的河流生态恢复项目实施，如何保证这些由不同组织机构设计与实施的项目能够达到生态标准？为了解决这个问题，多数导则都包含了监测评价(Monitoring /Evaluation/Certification)的内容。

英国、美国、加拿大安大略和澳大利亚西澳州的监测评价方式都是科学定量的，基本都包括监测目标的确定、指标和参数的选择、数据的采集和处理等内容。而新加坡的ABC水认证计划(ABC Waters Certification scheme)并不强调定量，它的指标体系包括活力、美丽、清洁、创新4个部分，每部分包含若干指标，每个指标对应一个分值。评价的目标和方式上类似于目前的“景观绩效”(Landscape performance)。遗憾的是，日本的导则中并未涉及监测评价的内容。目前，构建监测评价体系正在成为日本推进河流治理的一项措施。

3.4.2.4 治理案例

（1）美国基西米河生态修复过程

基西米河生态修复是一个典型的政府主导的自上而下的修复实践。基西米河位于美国佛罗里达州，为了防洪的目标在20世纪60—70年代进行了大规模的渠化，蜿蜒的自然河道变成了几段接近直线的人工运河，河道及两岸生态遭到严重破坏。从20世纪70年代后半期开始，美国相关部门开始了一系列生态修复的尝试。认识到基西米河生态问题之后，佛罗里达州议会于1976年通过了《基西米河生态修复的法案》。USACE和南佛罗里达水资源管理局(South Florida Water Management District，简称SFWMD)共同扮演着专门机构的角色。首先，USACE于1975—1985年研究了之前防洪工程的影响，之后SFWMD在1984—1990年开展了示范工程，通过修建新的拦河坝将水位抬高，使原来的河道和河滩湿地能够重新形成季节性水位浮动。但这次修复仍是以最大经济效益为目的，并未将生态恢复作为最主要目标，措施上也并未对河流的整体性予以足够重视。因而SFWMD于1988年召开了基西米河生态修复研讨会，随后USACE于1990年展开了新的可行性研究，基于示范工程得到的成果和问题，调整了修复目标，并提出了新的工程水利标准和具体实施的策略和技术，为之后的实施工作提供了指导，这些早期的探索为后来FISRWG的技术导则提供了重要参考。由于基西米河生态修复是一个较早的生态修复实践，一开始尚未形成成熟的机制，但仍能明显地看到一个包含了多个组成部分并相互联系的系统，以及专门机构在整个过程中所起到的媒介作用。USACE和SFWMD在《基西米河生态修复的法案》的要求下展开工作，制定并不断调整生态修复的目标、方法、参数和监测标准，从联邦政府和州政府拨款中获得工程费用，其自身也扮演着实施者的角色。

（2）夏米纳德大学环境俱乐部与安大略河流的合作

1999年开始，安大略的夏米纳德大学环境俱乐部(Chaminade College School Environment Club)就参与到“安大略河流”的“认领一条河流”计划中，至今已成功与“安大略河流”合作开展了一系列的河流修复工作。正如前文所述，该计划采取了典型的自下而上的方式。环境俱乐部筹集了来自道明加拿大信托银行的环境之友基金(TD Canada Trust Friends of the Environment)、自然资源部的社区渔业和野生动物参与项目(Ministry of Natural Resources-Community Fisheries and Wildlife Involvement Program)、加拿大壳牌石油公司(Shell Canada)等超过66 000美元的资金，并与自然资源部、多伦多地区环保局(Toronto Region Conservation Authority)以及公民环境监督(Citizen's Environmental Watch)等机构建立了合作关系。类似的团队还有很多，他们都是在“安大略河流”的指导下，自发地与法律政策、技术支持、资金来源及合作伙伴以及实施者建立联系，从而卓有成效地推进安大略省的河流修复工作。

（3）英国泰晤士河的治理

从1850年开始，泰晤士河共进行了两次治理。1852年 至1891年是泰晤士河污染治理的第一阶段，主要为建设河坝筑堤与城市污水排放系统，并基本确定了河流污染治理的基本规划。这次治理是在伦敦以东25km处平行于泰晤士河修建两条长161km的拦截式大型下水道，污水经市区污水排放管网及排水沟排入这两条下水道，再由下水道将污水送到位于泰晤士河感潮段排污口的污水仓库中，污染即被转嫁给泰晤士河下游。这种措施在一定时间内降低了伦敦主城区河段的污染状况，但是通过隔离下水道将污染转移到下游以及海洋，缺失相关的污水处理设施进行水质达标净化，这种对策本身并不具有可持续性。所以在1886年之后，修建了Beckton、Crossness Riverside和Mogden4个污水处理厂。1955年至1975年，泰晤士河开始了第二阶段的治理。这一阶段治理的最大特点就是从地方分散治理转换为全流域的管理。这一时期最主要的行为就是对污水厂进行了合理的优化，整合了资源，提高了净化效率。伦敦原有的180个污水处理厂缩减为十几个较大的污水处理厂，例如其中的贝肯污水处理厂是当时欧洲最大的污水处理厂。此外，泰晤士河还采取了对河流充氧的措施来提高河流的溶解氧。当然这一时期最重要的一项政府举措即在60年代成立了泰晤士河水务局，这是一项重大制度创新。

1975年后，泰晤士河的治理进入了成果巩固阶段。这一时期主要对污水处理设施进行了相关技术改造，不少新技术如遥测技术等开始使用。此外，两岸的经济结构与模式也进行了转型，煤气厂以及炼油厂等工业企业相继关闭，取而代之的是各类服务机构与文化企业。

经过100多年的治理，泰晤士河流域的水污染整治取得了令世人瞩目的成果，泰晤士河又恢复了往日的天然状态。据统计，1967年泰晤士河仅有34种鱼类，到了1977年鱼群种类增加到96种，10年时间里鱼群种类就增加了两倍多。进入80年代，河流水质已恢复到17世纪的原貌，水质也已再次达到饮用水标准。如今的泰晤士河被认为是世界上流经都市地区水质最好的河流。

3.4.3 经验与启示

由于不科学的河流湿地开发导致河流廊道连续性被破坏，有些地方政府往往因顾及眼前的经济利益，而疏于对破坏河流湿地景观的开发项目的控制，使得很多河流湿地的景观和生态稳定性在逐步丧失，因此，现阶段对我国河流湿地的保护尤为重。国内外成功的治理案例给我们提供了很好的经验与启示。

（1）加强河流湿地水环境污染控制技术手段

河流湿地的水污染控制应推行多目标、多层次、多因素的综合技术，做到污染控制的点、线、面相结合。在我国河流生态系统修复的实践中，借鉴发达国家经验的同时，应立足国情，综合考虑我国的发展状况以及自然条件，利用生态系统自身的调控功能，实现生态系统的自我修复，重点是减轻对河流生态系统的胁迫，包括治理和控制水污染，保持最低生态需水量等。不断研究探索河流湿地水环境污染治理和生态修复的技术，为实现河流生态系统长期的健康和稳定提供技术保障。

（2）建立高效的流域管理机构，推行多部门协商机制

目前我国相关的法律正日趋完善，相关的技术导则也已出台。但是突出的问题是缺乏专门的机构。很多地方政府和民间团体一直在积极推进河流的生态治理，潜在的实施者在能力和数量上均有保障。因而，我国相关机制的主要问题即缺乏专事河流生态修复的机构将机制的其他部分联系起来，以推动河流生态修复的实施。一个高效的具有一定决策与协调手段的流域管理机构是提高流域水污染治理效率与效果的基本要求，有利于对区域内水污染治理作出统一的科学规划与管理。因此必须加强我国相关流域管理机构的建设，推行多部门协商机制。

（3）推进自然友好型河流治理方式，恢复河流生态廊道

中国城市化进程中盲目的开发导致了河流湿地水环境污染、自然景观破坏等问题。为此，我国应推进自然友好型为理念的可持续河流治理方式，恢复城市河流生态廊道。生态廊道具有防洪固土、清洁河道、净化空气、保护生物栖息地等作用，有助于河流湿地生态环境的恢复，保护内部生态环境免受外部干扰。我国城市的建设应顺从河流廊道的纹理，顺应河流边界的蜿蜒，强调其视觉延续性，应用绿道理论指导设计，合理协调人类活动与河流的自然生态关系。

（4）建立资金保障机制，开辟多种融资模式

河流流域治理是一项系统工程，需要进行较长时间的综合治理，其成果不是一蹴而就的。泰晤士河的治理从1858年至今，前后将近150年的时间。耗资巨大，整治费用多达300多亿英镑。党的十八届三中全会以来，整个中国的大环境将鼓励更多的社会资本进入到相关未开放的领域，这其中也将涉及较多河流流域治理层面。因此要充分调动政府、企业与社会的积极性，为私营部门进入污染治理领域创造制度与政策环境，从而造就多元化融资模式。

（5）构建政府部门与流域企业的和谐关系

经济开发与环境保护之间肯定会有冲突，关键是如何与开发商建立对话关系，强制罚款并不能代替环境破坏所损失的财富。因此泰晤士河在治理过程中并没有关闭沿岸企业与工厂，相反提高了其排污等相关指标。全面实行“污染者付费”原则，并制订了相关法律，加快促进沿岸产业结构的转变。秦淮河在治理过程中，关闭了一些违建工厂，政府授权秦淮河建设开发公司特许经营项目收益。在其管养的一定绿地范围内，经营秦淮河水上旅游、广告经营权及旅游配套设施。因此，由于不同利益主体在河流治理中所扮演不同的角色，创新政府与企业关系，对于我国水污染治理有着重要的意义。

（6）加强教育与宣传，提高公民水环境意识

河流湿地的水环境治理与每一个人的生活息息相关，是每一个人的义务与责任。只有整个社会的关注才能根治河流湿地水环境污染问题。培养全社会共同保护河流湿地的意识，建立有利于广大市民积极参与规划决策的机制，让市民的参与贯穿于河流湿地资源调查、河流湿地规划设计以及评价的全过程。

四、滨海湿地水环境污染控制资料汇编

滨海湿地包括永久性浅海水域、河口水域、海草床、珊瑚礁、岩石性海岸、沙滩砾石与卵石滩、滩涂、盐沼、潮间带森林湿地、咸水或碱水泻湖、海岸淡水湖和海滨岩溶洞穴水系等。我国滨海湿地的面积约为5.0×106hm2，主要分布在中国东部的沿海地区。以杭州湾为界分为南、北两部分。自北向南，面积比较大的滨海湿地有鸭绿江河口湿地、辽河三角洲湿地、滦河河口湿地、海河河口湿地、黄河三角洲湿地、长江三角洲湿地、钱塘江河口湿地、威江河口湿地、闽江河口湿地、韩江河口湿地、珠江三角洲湿地和南渡江河口湿地等。

沿海区域持续增强的人类活动正显著改变滨海湿地自然生态格局，滨海湿地自然演替规律逐步被打破，自然湿地面积逐步减少，水体污染加剧，滨海湿地生态功能呈不断下降趋势。我国滨海湿地水环境污染的主要原因为盲目围垦和改造湿地、污染物大量排放、人为干扰破坏等。20世纪50年代以来，我国滨海湿地面积大量减少，天然红树林面积减少约73%，珊瑚礁约80%被破坏。滨海湿地的围垦和改造利用，不仅使湿地生物失去了栖息地，直接影响到了沿岸渔业生产。同时导致沿岸生态环境恶化，海岸灾害增多。

滨海湿地生境退化、水环境污染严重等问题已内受到广泛关注和深入研究，恢复并重建湿地生态功能、协调经济发展与区域生态关系显得尤为迫切。

4.1 滨海湿地污染源控制

人口的增加，工农业和养殖业的发展，污染物的任意排放，使排污量迅速增加，导致滨海湿地污染加剧。由于沿岸水体的污染，富营养化严重，近岸海域赤潮现象频繁发生，并呈不断上升趋势。滨海湿地的破坏主要还是人为作用，沿海地区过量抽取地下水，使地面下沉，加剧了海面的相对上升，沿岸挖沙、海岸工程建设、水库拦沙等使得近岸局部区域泥沙严重亏损，导致海岸严重侵蚀。据估计，目前我国70%以上的沙质海岸和大部分的泥质海岸均受到不同程度的侵蚀，而且有范围扩大、程度加剧的趋势。

不同于湖泊、河流以及库塘湿地，滨海湿地土壤盐渍化程度较高，土壤肥力弱，生态系统较为脆弱，其水环境的污染主要有石油污染、化肥农药污染和生活垃圾污染等。其中石油污染问题日益严重，成为人们关注的焦点。石油污染物可改变土壤理化性质、破坏土壤元素平衡；污染湿地水环境，甚至通过迁移影响地下饮用水安全；直接污染大气环境，生成光化学烟雾、致癌物并引发温室效应，破坏臭氧层；石油污染破坏湿地生态，危害食品安全，对湿地的环境和人体健康产生严重危害。针对滨海湿地水污染的特征，目前应用的污染控制技术按照其性质可分为化学法、物理法和生物修复法等。常规处理方法在湖泊湿地水环境控制技术中已有详细说明，此处不再赘述，重点介绍针对滨海湿地特征的污染控制技术。

4.1.1 滨海湿地化学处理技术

主要包括絮凝法、电化学法和高级氧化法等处理技术。

（1）絮凝法

絮凝法是通过在含油废水中加入合适的絮凝剂，经吸附、架桥、中和及包埋等作用形成絮状物而除去水中的油污染物。无机絮凝剂的处理速度较快，但投药量大，污泥产生量大；有机絮凝剂对油污染物的去除率可达99.5%以上，污泥颗粒大而密实，但由于成本较贵，因此在石油污染水体处理方面仍然主要作为辅助剂使用。絮凝法常与气浮法联用，在废水处理中占有重要的地位。

（2）电化学法

电化学法是以金属铝或铁作为阳极来电解处理含油废水的方法，主要适用在机械加工工业中冷却润滑液的二级处理方面。该法具有处理效果好、操作简单、占地面积小、浮渣量相对少等优点；但其金属消耗量大、运行费用较高、需要盐类作为辅助药剂。

（3）高级氧化法

高级氧化技术又称深度氧化技术，通过诱发产生具有强氧化性的羟基自由基(HO·)，将废水中难降解的大分子有机物(包括油类)氧化为低毒或无毒的小分子，甚至分解为CO2和H2O等无害物质。高级氧化技术有O3/UV、O2/H2O氧化法、UV/H2O2氧化法、Fe2+/H2O2氧化法、湿式氧化法、光催化氧化法、电子束氧化法以及超声氧化法。高级氧化法的缺点是操作条件苛刻、反应器复杂、成本较高、技术不够成熟等。

4.1.2 滨海湿地物理处理技术

主要包括重力分离法、粗粒化法、过滤法、膜分离法、气浮法和吸附法等处理技术。

（1）重力分离法

利用密度差进行油水分离的技术，借助各类隔油装置以达到去除水中的浮油和固体附着油的目的。

（2）粗粒化法

粗粒化法也叫聚结法，适合于处理分散油。其关键是粗粒化材料， 常用的亲水性材料是在聚酞胺、聚乙烯醇、维尼纶等纤维内部引入磺酸基、磷酸基和盐类等；亲油性材料为蜡状球、聚烯系或聚苯乙烯系球体或发泡体、聚氨酯发泡体等。微量表面活性剂能抑制粗粒化床的处理效果，因而该法不适合含有表面活性剂的乳化油污水。

（3）过滤法

过滤法是利用颗粒介质的惯性作用、水动力作用、沉降作用和截留作用、以及范德华作用、酸碱作用和静电作用等，将分散油和乳化油从水中分离出来的方法，通常作为二级或深度处理。常见的过滤技术有双向过滤、多层滤料过滤、移动床过滤等。

（4）膜分离法

膜分离法是在近20年内迅速发展起来的新型分离技术，主要为微滤(MF)、纳滤(NF)、超滤(UF)及反渗透(RO)法，适用于去除乳化油和分散油。常用疏水膜为聚四氟乙烯(PTFE)、聚乙烯(PP)和聚偏二氟乙烯(PVDF)等；亲水膜有纤维素酯、聚酰亚胺/聚醚酰亚胺(Pl/PEI)、聚酯肪酰胺(PA)、聚砜/聚醚砜(PSF/FES)以及Al2O3，ZrO2和TiO2陶瓷膜等。膜分离法的主要缺点是膜不易清洗、容易被污染等。

（5）气浮法

气浮法是在水中通入空气产生微细气泡，使细小悬浮油珠附着在气泡上并一起上浮到水面而实现分离。气浮法包括加压气浮、变压气浮、叶轮气浮和扩散板气浮等。

（6）吸附法

吸附法是利用比表面积较大的选择性材料吸附水中分散油、乳化油和溶解油。吸附法一般作为含油废水的深度处理，常用吸附材料为活性炭；但其吸附容量有限，一般为30～80mg/g，且存在成本高，再生困难等缺点。

4.1.3 滨海湿地生物处理技术

石油污染水体经隔油、浮选等工艺处理后，出水油含量一般高达20～30mg/L，达不到国家规定的排放标准，需要进行生物(二级)处理。常用生物处理方法有活性污泥法、接触氧化法、生物滤池法和循序间歇式生物处理等。

4.2 滨海湿地生态恢复

近年来，世界各国都非常重视滨海湿地修复技术的研究，与物理、化学污染修复技术相比，生态修复技术因其具有成本低、无二次污染及处理效果好等优点而备受关注，成为现代环境技术的缩影。其中，微生物修复技术相对比较成熟，在石油、农药等有机污染及N、P营养盐修复中已有不少商业性应用的例子；随后发展起来的植物修复技术对重金属的污染及N、P营养盐等的修复优势已受到人们的重视；尤其是植物-微生物共存体系的联合生物修复技术的研究正成为关注的热点。滨海湿地生态修复技术在国内刚刚起步,实际应用相对较少。

4.2.1 滨海湿地微生物修复技术

主要分为原位生物修复技术和异位生物修复技术两种。原位修复技术是指不移动受污染的土壤，向污染区投放氮、磷营养物质或供氧，促进土壤中依靠有机物作碳源的微生物生长繁殖，或接种经驯化培养的高效微生物等，利用其代谢作用有效降解土壤中的石油烃。异位生物修复技术则要求把污染的土壤挖出，在污染场地以外或运送至专门的修复场地在过程控制器或生物反应器内进行处理。原位生物修复技术适合遭受大面积污染的土壤，成本较低。异位生物修复技术费用昂贵，只有被严重污染的土壤才适宜采用。

4.2.1.1 原位生物修复技术

最常用的处理方式是生物降解，采用添加营养、供。通风或加和接种特异工程菌等措施提高其降解力。可通过一系列贯穿于污染区的井，直接通风和注入配好的溶液来完成。也可采用把地下水抽至地表，进行生物处理后，再注入土壤中进行再循环的方式来治理土壤污染。由于交换的需要，该法适于渗透性好的不饱和土壤的治理，适于处理大面积污染的土壤，成本较低。原位修复具体包括以下几种技术。

（1）投菌法

该技术是通过直接向遭受污染的土壤接入污染降解菌，同时提供这些微生物生长所需要的营养，包括常量和微量的营养元素，来修复污染土壤。常量营养元素包括N、P、S、K、Ca、Mg、Fe、Mn等，其中N和P是土壤微生物治理系统中最主要的营养元素，微生物生长所需的C、N、P质量比大约为100:10:1。该技术可以采用外源微生物，或从自然界中定向筛选的微生物,也可以采用基因工程菌（GEMs）。

（2）生物培养法

生物培养法是指定期向污染土壤中投加营养物质和H2O2，并且供氧，过氧化氢在代谢过程中作为电子受体，以满足污染环境中已经存在的降解菌的需要，提高土著微生物的代谢活性，将污染物彻底矿化为CO2和H20。目前，在大多数生物修复工程中实际应用的都是土著菌，其原因一方面是由于土著菌降解污染物的潜力巨大，另一方面也是因为外源菌在环境中难以保持较高的活性，以及工程菌的应用受到较严格的限制。研究表明，通过提高受污染土壤中土著微生物的活力比采用外源微生物的方法更可取，因为土著微生物已经适应了污染物的存在，外源微生物不能有效地与土著微生物竞争，只有在现存微生物不能降解污染物时，才考虑引入外源微生物。

（3）生物通气法

生物通气法是一种强迫氧化的微生物降解方法，在石油污染的土壤上打至少2口井，安装鼓风机和抽真空机，将空气强制排入土壤中，然后抽出，土壤中挥发性的有毒有机物也随之去除。同时补充适量的N、P等，为土壤中的降解菌提供营养,提高其降解活力。该技术适用于深层土壤中石油烃的治理，为确保成功，湿度需保持40%~60％的饱和度。其主要制约因素是土壤结构,不合适的土壤结构会使O2和营养元素在到达污染区域之前就被消耗，因此它适于具有多孔结构的土壤。

（4）土地耕作法

土地耕作处理是现场处理土壤污染常用的方法，通过对一污染土壤进行耕耙、施肥及灌溉来增加土壤中的有效营养物质和氧气，并加入石灰，为微生物提供一个尽可能良好的环境，使其保持充足的营养、水分和适宜的值，促使土壤中各个层次的污染物都能够得到降解。该过程包括浸出、吸附、解吸、光解、氧化、水解和生物代谢。要求定期翻耕、施肥并保持通风。不足之处是：①要求耕作面积较大；②可能污染地下水；③对天气状况敏感；④对重油降解能力有限；⑤有污染物转移的可能；⑥处理时间较长；⑦不适合于挥发性有机污染。土耕法比较节约成本，简便易行，美国环保局早在1989年在阿拉斯威廉王子海湾滩原油污染生物清洁项目中就采用了此方法。

4.2.1.2 异位生物修复技术

异位生物修复是将石油污染的土壤挖出，在场外或运至场外的专门场地，用生物的工程的手段使污染物降解的方法。异位修复具体包括以下几种技术。

（1）预制床法

将不泄露的平台上铺上砂石，把污染的土壤以15~30cm的厚度平钊到预制床上，补充营养物质和水，必要时力加入表面活性剂,定期翻动充氧，以满足土壤中微生物生长的需要。将处理过程中流出的渗滤液，即时回灌于土层，以彻底清除污染物。这一技术将污染土壤集中在生物修复预制床上，可保证理想的工艺条件与处理效果，还可防止处理过程中污染物向环境转移，被视为一项具有广阔应用前景的处理技术。

（2）土壤堆肥法

为防止污染物向地下水或更广大地域扩散，可将受污染的土壤从污染地区挖掘出来，运输到一个经过工程准备的地点堆放，进行生物处理，处理后的土壤再运回原地，处理时间一般是1~4个月。在处理过程中，入土壤调理剂可以是干草、割草、树汁卜、麦秆、木屑、锯屑或肥料，以改善土壤质地，提高土壤的渗透性，促进氧气的传输，并为快速建立的微生物种群提供能源。微生物既消耗土壤调理剂，又能消耗石油产品。该法适用于重度污染土壤的原位或异位修复，与耕作法相比，耗时短，处理较完全，不会造成耕地、地下水二次污染，对空气污染很小。

（3）生物反应器

生物反应器处理容量从几升到几百万升不等，此法耗时短、功耗低、占地小、操作方便，经济、技术优势明显，根据反应介质不同分为固体、液体和气体3类。

1）静置床反应器

静置床反应器是将挖取的受污染土壤，在一个由黏土或人工合成材料制成的衬垫上堆置成处理床，其上设置架空灌溉系统为处理床喷淋补充水和营养元素，底部埋设管道收集渗滤液重复利用，是一个封闭式循环处理系统，不会造成污染物外泄。适用于遭受多环芳香烃类污染的土壤修复处理。

2）连续混合反应器

与容器内封闭堆肥相似，并可使得受污染土壤连续翻转混合，可有效控制温度、pH值、湿度参数。不足之处是容易形成土壤团块，影响微生物效能发挥，且对设备要求以及能耗较高。

3）水平滚筒反应器

设计可以绕水平轴旋转的水平反应鼓，使得内部污染土壤保持松散状态，温度、氧含量以及营养参数均可方便控制。固体土壤和液体泥浆均可用此法处理，而且该设备还可以方便地应用于样本高温、常压状态的化学修复处理，但是设备设计和使用成本较高。

4）真菌堆肥反应器

采用固定化技术将酶、活细胞（如真菌）、原生质体以吸附、包埋的形式固定在载体上，与污染土壤堆肥，增强残留污染物束缚、修复能力。采用固定化可保持微生物较高活性，而且不易流失，可以实现连续化、固定化操作。该法能耗低，但是碳源容易成为限制性因素，需及时补充。

5）泥浆相反应器

利用机械搅拌使受污染土壤与水、空气、营养物以及微生物混合并保持泥浆状，从而进行生物修复的技术，处理时间从数天到数周。该技术已应用于石油以及衍生多环芳香烃类如多环芳香烃的污染土壤修复。

6）双喷射混悬反应器

泥浆反应器的改进，在底部连接气-液喷射器，修复处理时间100h，比耕作法快70倍，用DITS处理石油污染的土壤，要比其他方式快10周。

7）生物滤膜

是用来去除气流中的挥发性有机污染物的修复技术，将微生物固定在生物活性材料如合成材料或泥炭上，其修复能力受膜内微生物既定数量影响，可用于石油污染中芳香烃和脂肪烃类修复。

8）填充床反应器

该法使用促生长介质填充，应用于气流污染处理，密闭处理，不产生挥发性污染泄露，如填充床反应器填充铁电材料降解挥发性苯。

（4）电动-微生物修复技术

动修复技术是通过发生在电极之间的电化学氧化、电泳、电渗析以及电迁移作用，从而实现污染物迁移转化的一种修复机制。自20世纪被发现以来，电动技术以其技术的灵活性、适应性强、处理目标污染物广泛等特点，逐渐成为国内外研究的热点。早期，该技术主要应用于重金属的治理，并取得了很好的修复效果。利用电动技术修复金属锌污染土壤，并可达到98%的去除率。利用醋酸钠作为电解液，铜、铬等重金属的去除率可以达到95%。

（5）固定化微生物修复技术

固定化微生物技术是采用物理或化学手段将游离细胞微生物固定在载体上使其高度密集并保持其生物活性功能，在适宜的条件下还可以增殖以满足应用之需的生物技术。固定化微生物的制备方式是多种多样的,一般根据固定化载体材料与作用方式的不同，大致可分为吸附法、包埋法和交联法三大类，常用的固定化载体包括各种无机吸附材料和有机高分子材料。其中吸附法较为简单，但细胞易于脱落交联法操作复杂，对细胞活性影响也较大，在环境修复中的应用研究尚较少见而包埋法简单易行，为很多研究者所采用。在海水、地表水、土壤等环境的修复中均有应用。

（6）厌氧生物修复法

修复受石油烃污染土壤的研究已开发了生物堆层、堆肥及土壤泥浆反应器等好氧修复工艺，但分离获得某些降解菌时。一些降解菌伴有产生高生态风险的产物。最近的研究表明以厌氧还原脱氯为特征的厌氧微生物修复技术有很大的潜力。

4.2.2 滨海湿地植物修复技术

滨海湿地的植物修复技术是指以植物忍耐富集或转化无机或有机污染物为基础，利用自然生长的湿地植物或者通过遗传工程培育的湿地植物来清除滨海湿地污染物的一种环境污染治理技术。植物修复的研究对象，主要集中在重金属、有机污染的治理以及富营养化水体的净化上。

4.2.2.1 重金属污染的植物修复技术

根据其作用过程与机理,重金属污染湿地的植物修复技术可归为三种类型：植物吸收(phytoextration)、植物固定(phytostabilization)和植物挥发(phytovolalization)。

植物吸收是利用累积植物吸收环境中的金属离子，将它们输送并贮存在植物体的地上部分，收获后离地处理，这是当前研究较多并已认为是最有发展前景的修复方法。红树林是热带、亚热带沿海潮间带的耐盐森林生态系，不仅有很好的保滩护堤作用，而且能抗污染和净化污水。林鹏研究表明，红树植物能将大量的汞吸收贮藏在植物体内，汞质量分数达到1g/kg时仍未受害。米草属是潮间带的优势种，抗盐能力很强,并具有很强的富集重金属的能力。试验表明，大米草地上部分吸收富集的汞含量是环境中汞的10～56倍,而根部达到250～2500倍。陆健健等研究发现，滩涂植物芦苇和海三棱草对Zn、Cd、Pb、Mn、Cu等5种重金属有不同程度的富集。

植物固定是利用植物降低重金属的生物可利用性或毒性，减少其在土体中通过淋滤进入地下水或通过其他途径进一步扩散。根分泌的有机物质在土壤中金属离子的可溶性与有效性方面扮演着重要角色。根分泌物与金属形成稳定的金属螫合物可降低或提高金属离子的活性。根系分泌的粘胶状物质与Pb2+、Cu2+和Cd2+等金属离子竞争性结合，使其在植物根外沉淀下来，同时也影响其在土壤中的迁移性。但是植物固定可能是植物对重金属毒害抗性的一种表现，并未使土壤中的重金属去除，环境条件的改变仍可使它的生物有效性发生变化。

植物挥发是指植物将吸收到体内的污染物转化为气态物质，释放到大气环境中。研究表明，将细菌体内的有机汞裂解酶和汞还原酶基因转入植物Arabidopsis thaliana并使其表达，植物可将从环境中吸收的甲基汞等还原为单质汞挥发除去，其挥发性能高出野生植物100～1000倍。也有研究发现植物可将环境中的Se转化成气态的二甲基硒和二甲基二硒等气态形式。植物挥发只适用于具有挥发性的金属污染物，应用范围较小。此外，将污染物转移到大气环境中对人类和生物有一定的风险，因而它的应用受到一定程度的限制。植物修复的关键是修复植物的选择，用于滨海湿地修复的植物应具有以下几个特性：①在污染物浓度较低时具有较高的积累速率；②体内具有积累高浓度的污染物的能力；③能同时积累几种金属；④具有生长快与生物量大的特点；⑤抗虫抗病能力强；⑥耐盐碱；⑦最好具有景观效应。在此方面，寻找能吸收不同重金属的植物种类及调控植物吸收性能的方法是重金属污染滨海湿地植物修复技术商业化的重要前提。

目前，重金属污染的植物修复工作，除加强超富集植物的种质资源的发现和开发利用外，还需研究提高超富集植物的重金属浓度水平和产量的方法和技术。如通过基因工程培育多元素高效修复植物、土壤改良(添加络合剂、调节pH、Eh等)及添加微生物的方式来提高重金属的植物可利用性。此外，在实施修复过程中应具体情况具体分析，植物、污染物与环境因素三者之间协调统一，兼顾修复效果评价及生态安全评价。

4.2.2.2 有机污染及 N 、P 营养盐污染的植物修复技术

传统的有机污染物的生物修复是用微生物来完成的,有人认为研究植物去除有机物比较困难。因为有机物在植物体内的形态较难分析，形成的中间代谢物也较复杂，很难观察其在植物体内的转化。但是与微生物修复相比，植物修复更适用于现场修复。近些年有关的研究也很多，有的已进入野外试验和应用。

植物主要通过三种机理去除环境中的有机污染物，即植物直接吸收有机污染物；植物释放分泌物和酶，刺激根区微生物的活性和生物转化作用以及植物增强根区的矿化作用。植物直接吸收土壤中的有机污染物，并将有机污染物转化成没有毒性的代谢中间体储存于植物组织中，是植物去除土壤内中等亲水性有机污染物(Log Kow：1～3.5)的一个重要机制。研究表明，环境中大多数BTEX化合物(苯、甲苯、乙苯、二甲苯)、含氯溶剂和短链的脂肪族化合物可通过这一途径去除。一些豆科植物能分泌表面活性剂促进油污染的生物修复。

有机污染的植物修复目前的研究重点仍放在修复植物的筛选，污染物的代谢转化机理及增效措施(有机污染物的增溶等)等方面；研究中尤其要注意生态安全，以避免更高毒性中间产物的积累，食物链传递，淋溶扩散等二次污染的发生。

潮滩养殖及生活污水的排放等使得滨海湿地的N、P污染日益严重。用于N、P污染的植物修复技术应用很多，主要是富营养化水体的修复,如构建人工湿地,利用大型水生植物净化N、P。美国对芦苇、香蒲、灯心草、水葱等植物净化进行了大量的研究，我国在淡水水体这方面也开展了不少工作，但对于滨海湿地的氮磷植物修复研究应用的不多。湿地植物修复一方面植物自身能吸收一部分营养物质，另一方面它的根区为微生物的生存和降解营养物质提供了必要的场所和好氧、厌氧条件。研究发现，湿地植物除本身可直接吸收氮、磷化合物外，其根系分泌物也可促进某些嗜氮、磷细菌的生长，促进氮磷释放、转化，从而间接提高修复效果。在除氮机制中，植物起主导作用，而在磷的净化中，细菌是限制因子。在有机物及氮磷污染的植物修复中，微生物发挥着不可或缺的作用，所以若是将二者结合起来，修复效果会是可观的。

4.2.3 植物-微生物联合修复技术

植物根与土壤微生物之间相互影响，称之为根际效应，根分泌物影响根际微生物的区系结构、丰度、活力以及多样性，另一方面根际微生物对植物的生长具有促进作用。有研究证明，植物根际作用对微生物群落结构的影响最大，石油污染水平次之，营养水平最小。植物-微生物联合修复石油污染土壤过程中，植物的发芽率、生物量、根冠比和土壤中微生物多样性可以用来评价污染土壤生物修复的效果。

植物-微生物联合生物修复中所强化的微生物不仅可以是菌根真菌(有的称之为菌根生物修复)，也可以是一般的根际微生物，或是菌根-根际微生物(有的称之为菌根根际生物修复)。国外将植物-微生物联合生物修复称为根修复(rhizoremediation)或根际生物修复(rhizosphere bioremediation)，或干脆归入广义的植物修复，没有十分明确的界定。本文将此技术称为植物-微生物联合生物修复，旨在突出这种联合修复技术的优越性。

我们知道，植物修复技术的成功应用，不仅依赖于植物的选择，还依赖于根际环境微生物类群与植物根系的相互作用。植物在生长发育的过程中，根系分泌的有机物和酶类等为微生物生长提供了基质，使根际的微生物活性增强，加速了污染物的矿化。另一方面，根际环境中微生物作用可促进植物的生长从而加速对降解产物的吸收。植物-微生物联合生物修复，正是利用根际微生物与植物这一共存体系的相互协调作用，大大提高污染土壤的生物修复效率。

菌根是一些高等植物与真菌之间形成的共生联合体。自然界中，80%的陆生植物能与VA菌根真菌形成菌根共生体，菌根真菌是在土壤和植物根系之间起纽带作用的关键微生物，其发达的菌丝提高了植物根系吸收范围，直接帮助菌根真菌根际联合细菌在土壤中的传播；同时菌根真菌对重金属(Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Ur、Al等)有很高的耐性和积累性，菌根真菌的活动能降低重金属对植物的毒性，有利于修复植物的生长。将合适的菌根真菌接种在修复植物的种皮或根部，即植物-微生物联合生物修复技术，将取得最佳的生物修复效果。研究表明，VA菌根真菌尤其能促进植物对磷的吸收，并能显著提高对重金属、农药等污染物的耐受性，菌根植物的痕量金属提取量大大高于非菌根植物。目前，国内外研究人员已将菌根修复这种特殊的植物-微生物联合生物修复技术用于污水污泥、固体垃圾、有机污染土壤的治理,但滨海湿地方面的修复鲜有报道。

植物-微生物联合生物修复技术在土壤重金属污染方面国外已有研究。在植物根际，重金属常有一些特殊的化学行为，由植物根、土壤微生物以及土壤所构成的根际环境，其pH、Eh、根系分泌物及微生物、酶活性、养分状况等，均与周围土体不同。根际微生物对重金属的固定与活化，无疑会影响植物的吸收与毒性。根际细菌应用于锌的超累积植物中，通过根际细菌的分泌转化使得重金属得到明显的活化，促进了植物对锌的吸收。而这种微生物活化比添加化学螯合物的活化要好得多，基本上不会造成土壤中的金属过于活化渗滤淋失带来的水污染。由于高浓度的重金属污染对植物的毒害作用，导致较低水平的植物生产量，从而降低植物修复的效率。植物促生长根际细菌能够直接或间接地影响植物生长，从镍污染土壤中分离得到的根际细菌SUDl65/26，能在具有较高水平重金属污染的土壤中促进植物的生长。因此，利用植物与根际微生物的联合修复作用，将有望提供更为有效的重金属污染滨海湿地的修复技术。

在有机物及氮磷污染方面，根际微生物发挥着重要的作用。研究发现，随着植物根区微生物的密度增加，多环芳烃的降解速率也明显加快。在油污染的滨海湿地中，C：N值偏高，影响修复效果，可考虑在菌根植物根际引入固氮菌，发挥共存体系的联合修复作用。根际分泌物能有效改善土壤的理化结构，有利于提高根际微生物的活性。采用根际中间代谢物(rhizosphere metabolomics)的方法，能利用植物分泌的主要次生代谢物(苯丙酮类化合物)的根际微生物能够很好地定殖于根际并能有效除去多种污染物(28天PCBs降解率达90%)。从五氯硝基苯PCNB污染的根际土壤中分离发现有10%的菌株能降解PCNB，并从中筛选出高效菌，进一步研究表明植物-微生物的联合修复作用效果更佳。此外，红树林根际土壤中存在着降解农药甲胺磷及柴油烃类的有效菌，并筛选出1株甲胺磷高效降解菌，12天后其降解率可达70%以上。前已述及，氮磷污染的净化离不开微生物的作用。湿地中的有机氮和不溶解性磷必须通过微生物降解后才能被植物吸收利用，是微生物和植物协同作用的结果，可见植物-微生物联合修复技术的应用前景是好的。

目前，植物-微生物联合生物修复的研究主要包括针对特定污染的最佳微生物的筛选、环境因素对微生物、植物生长的影响和植物-微生物相互作用机理以及共存体系的最佳组合等等。在我国沿海各省分布有大片的芦苇湿地和红树林湿地，已有研究表明，海滨芦苇沼泽湿地和红树林湿地能有效去除有机污染物、重金属和氮、磷营养盐等污染物，如果充分利用这些湿地植物并辅以微生物的联合修复技术，将会给我国滨海湿地的修复带来生机。

4.3 滨海湿地环境管理

由于特殊的地理位置和丰富的自然资源，滨海区域又往往是人类高强度经济活动区，人类为了获取大量生产和生活资料对滨海湿地资源进行大规模的开发利用，给滨海湿地生态系统带来了严重的负面影响。尤其是随着经济发展和人口数量的增加，及受国家或区域经济社会发展战略向沿海布局的影响，人类在沿海区域各种生产活动强烈地影响和改变着滨海湿地。如何平衡沿海经济社会发展与湿地生态保护，有效加强滨海湿地的环境管理，是一个迫在眉睫的问题。

4.3.1 管理问题分析

湿地资源的开发利用，虽然使农林、渔业、盐业、畜牧业等都获得了很大的发展，人民生活水平有了很大的提高，但同时不可避免地给生态环境带来了巨大的负面影响，生物生存所依赖的环境被改变、破坏，面临生存危机。目前我国滨海湿地的管理主要存在以下几方面问题。

（1）体制不健全，管理不善

目前本区采用的管理体制是多方管理，没有一个统一的管理机构，比如：盐城珍禽自然保护区归省环保厅管理，而保护区范围内的麋鹿保护区归省农林厅管理，滩涂经济归地方政府管理，滩涂湿地归滩涂局管理，滩涂养殖归农牧渔业局管理，滩涂旅游归旅游局管理，这样难免造成各自为政的现象，甚至有些部门和单位从自身利益出发，违背自然规律，盲目开发、掠夺式利用。

（2）湿地资源的不合理、过度利用

由于人口的不断增加，湿地生物资源被过度的利用。随着捕渔业的发展，技术不断进步，捕捞强度越来越大，导致了鱼类资源种类和数量不断减少，比如有“软体黄金”之称的鳗鲡苗最高年捕获量达1.5×104kg,目前鳗鲡苗资源几近枯竭，致使许多渔民无鱼可捕，被迫走上养殖的道路。这样虽然减轻了对天然渔业资源的捕捞，但是人工鱼塘面积的增加，对水草的打捞强度增大，使许多优良水草如黑藻等很快耗尽（见表4.3-1）。

表4.3-1 滨海湿地不合理利用方式

（3）外来物种入侵，动植物群落减少

上个世纪80年代，我国为了保滩护岸，也为了有更多的饲料来源，引进了大米草。研究表明，大米草虽然保滩护岸效果明显，且具有耐盐碱、耐污能力，对污水具有净化效果，但引进后恶性繁殖已经威胁到当地的生物多样性。大米草入侵后取代当地植物，形成了单一的米草带，导致其他动植物群落减少。

（4）污染加重，水环境恶化

农业生产中使用的大量的农药、化肥，随着降雨进入湿地，工业废水和生活污水未经过达标处理就直接进入湿地，造成了水体的富营养化、有毒物质的积累，既污染了水源，造成大量野生动植物资源灭绝，又降低了湿地的自净功能。

（5）社会公众缺乏独立性，参与意识低

首先，湿地保护的公众参与依赖政府主导，公众缺乏独立性，这种公众参与缺乏系统性和持续性，当政府提倡湿地保护时，公众就被组织起来，一旦政府退出，社会公众参与亦停止；其次，公众参与也缺乏法律保障；再次，公众参与湿地保护的意识不强，公众对湿地的了解仍处于较低水平，缺少应有的知识。

4.3.2 管理对策建议

针对我国滨海湿地水环境管理存在的问题，提出以下对策建议。

（1）完善相关法律法规，加强立法

我国现行法律法规涉及湿地及其资源的主要有：《中华人民共和国宪法》、《中华人民共和国环境保护法》、《中华人民共和国土地管理法》、《中华人民共和国野生动物保护法》、《中华人民共和国水污染防治法》等。这些法律法规虽然涉及湿地的权属、开发与保护，但是缺乏针对性且重视开发利用，轻视湿地保护。因此，我国需要一部专门针对湿地的法律，来规范湿地保护。

（2）实行社区共管，建立统一的管理机构

所谓社区共管就是指让社区参与保护方案的决策、实施和评估，并与保护区共同管理自然资源的管理模式，其最终目的是通过社区参与达到保护湿地的目的，即一方面使社区合理利用资源；另一方面使社区获得一定的经济利益，从而更自觉地参与到湿地保护中来。湿地保护和管理牵涉到很多政府部门和行业，必须建立一个能够协调各方利益关系的统一的管理机构，处理好机构内部的各种关系，探讨社区共管的新型管理模式。

（3）加强和巩固现有自然保护区的管理

建设一个自然保护区通常被划分为3个功能区，即核心区、缓冲区、试验区。核心区是自然保护区保护的重中之重，只能观察；缓冲区在核心区的外围，其主要目的是保护核心区，可以进行科学研究和少量的人类活动；试验区主要是探索开发与保护的有效结合。各个功能分区各有特点，针对各个功能区的特点制定保护方案。同时，也应加强现有的自然保护区的建设。

（4）调整产业政策，减轻污染与破坏

本区当前产业结构主要以粮棉种植和淡水养殖为主，结构单一，效益低下，第二产业主要以初级加工为主，附加值低。因此，产业结构要调整，应该合理利用湿地资源，协调发展第一、二、三产业，重视旅游业的发展，严禁高污染、高耗能的工业开发项目，对农业用水、工业废水和生活污水进行处理，使之达标排放，做到开发与保护协调发展，既要推动社会经济的发展，又要能够保护湿地资源。

（5）合理发展生态旅游

发展生态旅游，不仅能够解决资金问题，使周边社区获得经济利益，而且能够扩大保护区的影响力，使人们更多地认识湿地，自觉地投身到湿地保护中去。如香港米埔自然保护区的成功之处就是通过旅游开发，对香港市民，特别是广大中小学生开展教育，这样既扩大了资金来源，又提高了广大市民的环保意识。

（6）加强湿地的科学研究

首先，要加强湿地的基础研究，比如湿地分类、湿地功能、湿地生物区系、湿地评价等，为制定湿地政策打下理论基础；第二，加强应用技术研究，利用3S技术参与湿地的管理和保护；第三，加强多学科合作研究，以生态学、景观学、经济学等学科为指导，共同研究湿地的利用和保护。

（7）注重宣传教育，加强人才培养

要经常开展公众宣传教育活动，结合特定的活动，比如“爱鸟周”、“世界湿地日”、“野生动物保护宣传月”、“禁渔期”，普及湿地知识，可以收到很好的效果。通过多种途径，培养湿地管理和科研的专业人才，建立一支高素质的科研、管理的人才队伍。

4.4 实践案例分析

分别对国内外的滨海湿地水环境污染控制实践案例进行整理，选取黄河三角洲湿地、福建滨海湿地水环境治理和日本滨海湿地水环境的保护治理为典型案例进行实践经验分析。

4.4.1 国内案例分析

4.4.1.1 黄河三角洲湿地的修复

黄河三角洲位于山东省东北部，这里集中着中国最广阔的暖温带湿地，包括天然湿地和人工湿地两大类。其中滨海湿地面积为3014.81km2，占三角洲湿地总面积的48.3%。

黄河三角洲湿地退化原因包括以下两个方面：经济发展进程中不合理开发、过度利用等现象加速湿地面积萎缩，从而湿地水文条件发生改变，湿地生境出现不同程度的盐碱化。由于植被分布和湿地植物形态变异起直接作用的生态因子就是地表水分条件和土壤的含盐量，盐碱化现象给当地生态系统和生物多样性发展带来严重威胁及挑战。此外，黄河三角洲土壤以潮土为主，加上黄河三角洲质地低平，地下水因水位高而蒸发强烈，使盐分向地表集中。在自然状态下，海水入侵顶托和地表蒸发浓缩会导致黄河三角洲滨海湿地浅层地下水氯离子的含量不断上升，土壤积盐愈加严重，严重时造成生态退化。以上情况加剧了黄河三角洲土壤盐渍化程度，使黄河水沙资源发生巨大变化，湿地生态系统结构发生严重改变，湿地向重盐碱荒地和光板地演替。研究表明，黄河三角洲滨海湿地现状健康条件处于健康状态的占14.2%，亚健康的占61.9%，一般病态的占23.9%。

综合以上分析，黄河三角洲湿地修复的关键在于改变湿地的水文条件，改善生境盐碱化，使目前出现的植物逆向演替向正向演替发展。自2002年以来对黄河三角洲实施湿地恢复工程以来，主要通过修筑堤坝，在雨季和黄河丰水期蓄积淡水，旱季引水补充，以淡压碱，扩大芦苇在湿地中的种植面积，提高芦苇质量，形成一定水面，为鸟类等生物的取食、栖息提供生存场所。在恢复工程中设置未恢复区，对未恢复区和恢复区的水质、土壤、植物种类等参数的进行对比，并结合野外调查及实验室数据，分析表明到2005年7月，与未恢复区相比，恢复区湿地水域面积比例增加，水质明显改善；植被群落呈现正向演替，群落以芦苇、香蒲等水生植物为优势种，生长状况良好，并形成了优越的栖息繁殖环境，土壤达到中轻度盐化水平，水禽种类增加，生物多样性更加丰富。而在未恢复区，湿地裸露面积较大，盐碱化现象严重，水禽栖息活动少见，生物多样性低。同时，恢复区地表水体水质得到明显改善，COD含量和氮磷类营养物质含量显著低于未恢复区水体含量。由此可以表明植物修复对于恢复滨海湿地生境有良好效果。

4.4.1.2 福建滨海湿地的修复

福建省湿地总面积为83.07万hm2，其中近海与海岸湿地面积为53.18万hm2，占全省湿地总面积的64%。福建滨海湿地是环境与资源的综合体，其环境质量和变迁关系到当地社会经济的可持续发展和大量滨海居民的生活生计。此外福建滨海湿地不仅是世界候鸟的栖息地和越冬场所，在这里也分布着独特的森林资源—红树林。福建滨海湿地以河口湿地和半封闭的海峡湿地为主，经济发展战略使福建社会经济迎来新局面，却使得港口和海洋开发出现非理性竞争，在生态和经济之间产生矛盾。有调查显示，现存福建湿地面积已大为减少，仅浅海滩涂湿地面积就由原来的28.2万hm2下降到18.98万hm2。福建省林业局农水处资料显示，到2001年3月，全省围垦面积达到8.69万hm2，已占全省沿海滩涂面积的45.96%，天然湿地面积大范围萎缩。

2002—2004年对泉州湾洛阳江滨海湿地红树林造林的研究表明，在面对泉州湾洛阳江滨海湿地围垦筑堤破坏生境、红树林大面积破坏、泥沙淤积严重、环境污染日益加剧等众多威胁时，遵循造林时由易到难的原则，在海水能到达的浅滩淤地，共营造红树林286.7hm2，扩大了红树林的覆盖面积。利用红树林的消浪、促淤、降低风速等作用，达到保护海岸的目的。另外在种植红树林的基础上，同时科学发展养殖业，限制盲目开发，达到改善生态环境的目的，发挥了洛阳江滩涂湿地资源多功能高效益的优势。

4.4.2 国外案例分析

在日本，湿地一般被称为“干潟”。日本的干潟依发源地标准分为4种类型：前浜干潟、川口干潟、潟湖干潟、河川干潟。由于日本是岛国，即便是内陆湖泊也有延伸至海洋的部分，所以日文文献中一般没有细分这些类型，通常干潟指的就是滨海湿地。

4.4.2.1 日本滨海湿地保护的背景

1980年，日本加入《关于特别是作为水禽栖息地的国际重要湿地公约》，并批准钏路沼泽地列入《拉姆萨尔公约》湿地，即列为国际重要湿地。钏路沼泽地是日本国内第一个《拉姆萨尔公约》湿地（以下简称“Ramsar湿地”)。1993年，《拉姆萨尔公约》第五届缔约国会议在钏路举行，这次会议的举办使日本国内和亚洲地区有机会了解《拉姆萨尔公约》的意义。为促进《拉姆萨尔公约》在国内的实施，日本以《拉姆萨尔公约》为依据，出台了一系列有关干潟、浅海域的决议及劝告书，如1996年通过的劝告书 《有关亚太平洋地区迁徙水鸟多国合作》，1999年通过的决议《潮间带湿地的保全和有利利用》，2002年通过的两项决议“综合沿岸区域管理的致力于湿地问题原则及政府方针”、“湿地再生的原则和政府方针”。

为实现加入Ramsar湿地的目标，日本环境省制定了“日本重要湿地500”。入选“日本重要湿地500”的标准有五项：选择标准一，在泥沼、盐性湿地、河川、湖沼、干潟、红树林、海藻丛生区、珊瑚礁中选择具有丰富的生物多样性、又占据一定面积的湿地；选择标准二，存在珍稀物种或濒临灭绝物种的湿地；选择标准三，具有多种生物相的湿地；选择标准四，拥有特定物种群落、并且有相当规模的个体数量；选定标准五，属于在生物生活史中不可或缺的湿地生态系统。申请加入Ramsar湿地，必须已进入日本国内环境省规定的“日本重要湿地500”名录。

在日本政府的重视和大力推动下，日本国内Ramsar湿地数量逐年增加。至2002年《拉姆萨尔公约》第八届缔约国会议召开时，日本国内Ramsar湿地数已达13处。2005年11月，《拉姆萨尔公约》第九届缔约国会议召开之际，日本又批准了20个Ramsar湿地。可以说钏路会议唤起日本社会对湿地，特别是滨海湿地重要性的广泛重视。经过1996年的布里斯班会议（《拉姆萨尔公约》第六届缔约国大会）和1999年的圣何塞会议（《拉姆萨尔公约》第七届缔约国大会），日本实现了藤前湿地的保全，逐步实现了三番濑、曾根、中海、中池见等湿地的保全。并且，在2005年的坎帕拉会议（《拉姆萨尔公约》第九届缔约方大会）上实现了“登陆地双倍增加”的国际课题。其中，芜栗沼泽和周边的水田是第一次登陆《拉姆萨尔公约》的水田，为保护亚洲特有的湿地生态带来了希望。不过，总体来看，日本政府在滨海湿地保护工作中取得的成效还是比较显著的。迄今为止，日本的Ramsar湿地已达37个。这是响应《拉姆萨尔公约》第七届缔约国会议上提出的目标—在2005年以前将当时的1000处Ramsar湿地数增至2000处—采取的具体步骤。最能让人感到希望的是，日本的穴道湖，没有让开发者具有欺骗性的导论得逞，渔民自己计算湿地的经济价值，从而说服民间的同盟者来进行湿地的保全；在无栗沼周边水田的冬季蓄水以及向有机农业的转换等方面，日本已有改变渔业者、农业者传统意识的重要成功事例。

日本之所以重视滨海湿地的保护，是因为日本湿地消失速度极快，湿地保护刻不容缓。根据日本环境省第2回自然环境保全基础调查（1978年）和第4回调查（1989-1992年）的结果来看，2005年现存的干潟是49501hm2，1945年以后消失的干潟为33120hm2，即从1945年到2005年的60年间干潟的消失率达到40%。

更深层次的原因在于，日本独特的地理位置使其与海洋结缘。日本经济、社会发展对海洋资源的需求和对海上运输通道的依赖使日本举国高度重视海洋。众多日本学者对海洋开发活动的探讨都表达了一个共同的观点：海洋是超越人类空间的巨大资源，故应着眼长远；救助海洋是人类应尽的责任，而树立日本国民立足本土的海洋观是承担这一责任的根本途径。随着土地资源日益稀缺，沿海经济开发过程中，不乏出现在滨海湿地开拓建设用地的现实活动。资源稀缺理论决定了滨海湿地将成为社会发展中越来越重要的生态系统。沿海社会、经济发展日益影响滨海湿地的保护，滨海湿地的生态安全以及滨海湿地生态系统服务功能的实现，必须重视生态规划，完善滨海湿地生态系统保护与管理法制，并推动同一生态系统内相关国家或地区开展滨海湿地保护的统一行动。

4.4.2.2 日本滨海湿地保护的法律建设

尽管日本非常重视自然资源保护，但是国内尚无一部专门的湿地保护单行法，而是由多层次、多种类的法律规范对湿地开发行为予以限制。

日本保护滨海湿地的法律规定，散见于《自然环境保护法》、《自然公园法》、《鸟兽保护及狩猎法》、《濒危野生动植物保护法》、《环境影响评价法》、《自然再生推进法》等。此外，《污染控制法》和《公害救济法》对湿地保护也有法律效力。总体来看，日本的湿地保护法律体系分为3部分：第一部分是针对湿地生态系统中自然要素的保护立法，如野生动物保护法、森林法、土地法、水法、草原法等“纵向”立法；第二部分是针对包含特定湿地资源的地理单元或区域的综合立法，如河流法、流域法、自然保护区法、河口法、海岸法、滩涂法、洪积平原法等“横向”立法；第三部分是特别针对涉及湿地资源的人类生产开发活动的管理法，如水资源开发法、渔业法、水堤法、水污染控制法、防洪法等。

《自然环境保护法》属于自然环境保护方面的综合立法，其中多处提到“湿地”，包含一些兼顾调整湿地开发、利用行为的法律规范。基于该法的基本法地位，其规定有助于减少诸单项环境要素保护法具体规定之间的冲突。

日本还通过及时修订现行法律的方式，为湿地保护提供法律支持。例如，《自然公园法》自1957年至1994年共修订了12次，《自然环境保护法》自1972年至1994年共修订了6次，修订中注意增加了湿地保护方面的法律内容。此外，1896年以河川、水坝为基础修订的《河川法》，分别在1964年、1997年作了大幅修订，增加了湿地保护的内容。

根据日本学者花輪伸一的著文，我们还可以了解日本保护重要湿地的一些方式及立法：①新舞子干潟被确立为“濑户内海国立公园”；② 1973年日本制定了《濑户内海环境保全临时措施法》，后于1978年6月第84次通常国会将上述《临时措施法》修改为《濑户内海环境保全特别措施法》，从而使濑户内海环境保全法从临时性法律变成特别措施性、永久的法律；③山口县长岛地区的湿地被确立为 “濑户内海国立公园普通指定区域”；④和白干潟被确立为“国定鸟兽保护区”；⑤今津干潟被确立为“省级鸟兽保护区”；⑥为保护有明海湿地，日本专门制定了 《有明海八代海再生特别措施法》；⑦滨甲湿地被确立为“国设鸟兽自然保护区特别区域”。除此之外，还有滨海湿地被确立为“狩猎禁止区域”、“国定鸟兽保护区特别区域”、“县立自然公园”、“禁渔区”等等。

近几年，日本国内热烈讨论制定一部专门保护湿地生态系统的“湿地保全法”。原因在于，日本湿地数量多，单被选入“日本重要的湿地500”的湿地已逾500个，再从众多湿地中入选Ramsar湿地的手续需要法律规范。鉴于日本重视第三者委员会机关的设置，在候选湿地的入选过程中，也需要法律规定第三者委员会机关的设置。日本当前的做法是，符合已有的日本国内保护区的湿地能优先入选Ramsar湿地。不过，有关人士指出这种做法不当。有意见认为，应以Ramsar公约为基础；日本国内湿地在被选为Ramsar公约湿地的同时，应指定该湿地生态系统为Ramsar公约保护区；指定保护区的法律规范应按照该湿地的类型、特点予以制定；并且，该公约保护区的法律制定者应以环境省为首，多方积极参与，包括有关的省厅、地方自治体、全国范围的NGO，地方NGO，地区农业者、渔业者、居民代表、研究者等共同构成该湿地保全委员会，以使各利益方都能参与到湿地管理中，这样才能实现《拉姆萨尔公约》的理念。

4.4.2.3 关于日本滨海湿地保护的启示

日本滨海湿地水环境污染防治立法中遇到的下述问题值得我国反思和学习。

（1）日本于1922年制定的《公有水面填埋法》，已经不符合日本当前的国情。该法的立法背景是，当年为满足城市扩张建设的需要而专门制定法令，使得填埋海平面、在湿地上建造大型项目成为合法行为。该法施行的后果是，湿地生态系统的严重破坏使日本国民尤其是沿海居民的生活受到严重影响。

这部法律允许在湿地上开发的一系列规定，越来越不符合日本现阶段保护滨海湿地的国情。可以说，正是《公有水面填埋法》的存在导致日本的滨海湿地遭到严重破坏。早在2000年地方分权运动中，有官员即指出应该废止该法，制定 “公有水面保全法”。联系我国的具体情况，一些沿海城镇制定开发当地湿地的政策性文件是常见的事，其中不乏为了工程建设用地而允许围填海及在湿地上开工建设的规定。这无异于摧毁湿地保护法制的 “肌瘤”。在建立、完善我国湿地保护法制时，必须对政策、法规中诸如此类的内容予以检视和“大修”。

（2）日本在调查滨海湿地生态破坏情况时，设立了第三者审查机关。日本第三者审查机关基本上由学者和地方代表组成，这是值得我国借鉴的。当政府和地方人民团体在建设公共项目的意见上出现分歧时，由第三者审查机关出面调查孰是孰非，不失为一个好方法。不过，日本民间认为，该机关有着太多的权限，为政府办事的目的过于明显。第三者审查机关是日本湿地保护发展到一定程度的产物，其出现对于调和社会矛盾起到一定的缓和作用。如果该机构能本着不为强权说话、为公正而战就更加得人心，民众和地方政府的矛盾将会减少许多。

（3）2004年，由日本在野党议员向参议院提出“干潟海域保全等相关法律案”，该审议没有被通过。有日本学者主张，当前日本湿地最根本的课题，就是应考虑出台一部专门的湿地保护法律——湿地保全法。也有日本学者提出，不制定湿地保全法也行，但应尽快制定拉姆萨尔地域条例。该条例是符合《拉姆萨尔公约》精神，由地方主导的“拉姆萨尔地域条例”，并由地方自治体在拉姆萨尔条约理念下整合滨海湿地的保全与管理体制。这一观点十分新颖，从某种方面与“地方自治体需要有自己独立的产业政策”有异曲同工之妙，都是强化地方自治的权利范围。日本的地方自治是指地方团体、民间团体的自治，而非地方政府的自治。这一点尤其值得我们学习。我国地方团体、社会组织的发展空间还很大，如果地方团体、社会组织和公众支持保护湿地的力量不断壮大，能够对开发、利用湿地的利益主体形成强有力的影响，那么，环境正义在湿地开发与保护的对弈中就有了缘自公众参与的力量保障。

4.4.3 经验与启示

国内外成功的滨海湿地治理与保护案例，对我国滨海湿地水环境污染治理的启示主要体现在资金投入、法律法规、生态工程、生态保护、社会参与和国际合作与交流等方面。

（1）加大滨海湿地水污染控制的资金投入

多方面筹集资金，大力支持湿地科学研究，分别研究和试验我国滨海湿地保护和恢复的技术手段，为滨海湿地水污染的控制和水生态的修复提供技术支撑。

（2）出台滨海湿地保护法规

当前，在国家层次上需要出台湿地保护条例，对包括滨海湿地在内的所有湿地制定严格的保护管理措施。借鉴美国的湿地“无净丧失”(No Net Loss)政策，尽早划定滨海湿地保护的红线，实现滨海湿地的无净损失；借鉴美国湿地缓解银行的机制，建立中国湿地面积损失的补偿制度，实现湿地的占补平衡。

（3）开展滨海湿地重大生态修复工程

滨海湿地恢复工程建设要设定具体可行的恢复目标，恢复措施要有针对性。开展翔实的前期调查和后期监测工作，滨海湿地恢复工程建设要有技术支持单位，并建立空间可视化的湿地信息集成、分析和评估模型系统。

（4）严控外来物种入侵

借鉴国外滨海湿地治理的经验，可以选择部分地区进行试点，取得经验后再进行推广。结合全国滨海湿地保护工程规划的实施，在部分重要湿地优先开展外来物种入侵的控制和根治工程，确保重要湿地的生态安全。

（5）鼓励社会团体参与滨海湿地保护

由于我国湿地保护管理部门较多，建议在滨海湿地保护中借鉴保护联盟的模式，在政府主管部门的主导下，适当吸收其他相关部门、当地社区、非政府组织开展滨海湿地保护工作，并引导志愿者加入湿地保护工作，扩大湿地保护的合作范围。

（6）加强滨海湿地保护国际交流与合作

加强滨海湿地保护的国际交流和合作，吸收和借鉴国际上湿地保护和恢复的成功经验，以迁徙水鸟保护、外来物种入侵防控以及应对全球气候变化等作为重点领域，先期开展交流合作。

主要参考文献

曹仲宏,刘春光.城市水环境面源污染及其控制[J].城市道桥与防洪,2012,(10):69-80.

陈静,秦江,周起超,聂菊芬,周虹霞.高原湖泊退塘还湖区湿地生态修复技术应用[J].环境科学与技术,2016,(12):158-168.

陈敏,才大伟.库塘湿地资源现状及生境恢复策略研究——以辽宁黑山县龙湾水库为例[J].防护林科技,2016,(12):71-73.

程辉,吴胜军,王小晓,姜毅,陈春娣,王雨,吕明权.三峡库区生态环境效应研究进展[J]. 中国生态农业学报,2015,(02):127-140.

程鹏,李叙勇,苏静君.我国河流水质目标管理技术的关键问题探讨[J].环境科学与技术,2016,(06):195-205.

邓柳.城市污染河流水污染控制技术研究[D].昆明理工大学,2005.

丁程程,刘健.中国城市面源污染现状及其影响因素[J].中国人口.资源与环境,2011,(S1):86-89.

董旭辉,羊向东.湖泊生态修复基准环境的制定:古生态学面临的机遇[J].湖泊科学,2012,(06):974-984.

董伟新.滇池流域面源污染防控管理调查与研究[D].昆明理工大学,2013.

高晓琴,姜姜,张金池.生态河道研究进展及发展趋势[J].南京林业大学学报(自然科学版),2008,(01):103-106.

谷东起,付军,闫文文,丛柏林.盐城滨海湿地退化评估及分区诊断[J].湿地科学,2012,(01):1-7.

韩博平.中国水库生态学研究的回顾与展望[J].湖泊科学,2010,(02):151-160.

何鹏,肖伟华,李彦军.国外湖泊管理和保护的经验及其启示[J].水科学与工程技术,2011,(04):1-3.

何萍.论滨海湿地保护的制度完善[J].环境保护,2017,(04):18-20.

侯培强,王效科,郑飞翔,周小平,任玉芬,佟磊.我国城市面源污染特征的研究现状[J].给水排水,2009,(S1):188-193.

胡俊,沈强,陈明秀,池仕运,胡菊香.生态监测指标选择的探讨[J].中国环境监测,2014,(04):166-170.

胡文俊,简迎辉,杨建基,黄河清.国际河流管理合作模式的分类及演进规律探讨[J].自然资源学报,2013,(12):2034-2043.

黄海凤,汶铁刚,连彩霞.三峡库区面源污染负荷的核算与污染源评价[J].科技信息,2011,(31):442-443.

黄伟来,李瑞霞,杨再福,管滟滟.城市河流水污染综合治理研究[J].环境科学与技术,2006,(10):109-111.

季春根.生态河道的修复设计研究[J].低碳世界,2014,(19):123-124.

贾璐颖.湖泊生态修复技术集成的研究[A].中国环境科学学会.2012中国环境科学学会学术年会论文集（第二卷）[C].中国环境科学学会,2012:4.

姜琦,席海燕,焦立新,倪兆奎.我国湖泊管理的思考[J].环境工程技术学报,2012,(01):44-50.

孔维琳,王崇云,彭明春,董磊,杨莎,罗婷,李其阳.滇池流域城市面源污染控制区划研究[J]. 环境科学与管理,2012,(09):74-78.

孔小婷. 城市河流水污染的防治技术分析[J]. 资源节约与环保,2016,(09):263-264.

匡武,吴蕾,王翔宇. 巢湖小流域污染源解析及对策措施研究——以十五里河为例[J]. 环境保护科学,2015,(05):67-72.

李俊辉,华平.跨区域湖泊管理体制的实践与思考——以湖北省长湖为例[J].中国防汛抗旱,2014,(01):40-41.

李颖慧,王崇举,刘成杰.三峡库区水污染治理机制研究[J].科技管理研究,2014,(17):231-235.

梁华.城市河流水污染防治技术应用探析[J].低碳世界,2016,(32):10-11.

廖建华.重庆三峡库区水污染控制对策研究[D].重庆大学,2003.

刘兵兵.库塘湿地水质净化与微生物相互作用关系研究[D].华北电力大学,2014.

刘峰.三峡库区流域小城镇生活污染源控源技术遴选研究[D].北京工业大学,2012.

刘改妮.巢湖流域面源污染现状分析及对策[A].中国环境科学学会.2014中国环境科学学会学术年会（第三章）[C].中国环境科学学会,2014:4.

刘鸿志,卢雪云.中外河流水污染治理比较[J].世界环境,2001,(04):27-30.

刘玉超,于谨磊,陈亮,刘正文.浅水富营养化湖泊生态修复过程中大型沉水植物群落结构变化以及对水质影响(英文)[J].生态科学,2008,(05):376-379.

刘志杰,李培英,张晓龙,李萍,朱龙海.黄河三角洲滨海湿地表层沉积物重金属区域分布及生态风险评价[J].环境科学,2012,(04):1182-1188.

马骏,李昌晓,魏虹,马朋,杨予静,任庆水,张雯.三峡库区生态脆弱性评价[J].生态学报,2015,(21):7117-7129.

马朋,李昌晓,雷明,杨予静,马骏.三峡库区岸坡消落带草地、弃耕地和耕地土壤微生物及酶活性特征[J].生态学报,2014,(04):1010-1020.

马双丽,李贵宝,王圣瑞,李晓秀.俄罗斯湖泊水环境污染治理与保护管理[J].中国环境管理干部学院学报,2015,(05):33-37.

马涛,邵欢瑜.国外滨海湿地管理的理论进展和实践经验[J].湿地科学与管理,2017,(01):61-64.

马云燕.河道管理范围内建设项目应重视的管理问题[J].水利规划与设计,2015,(07):14-15.

毛国柱,刘永,郭怀成,吕晓剑,周丰.湖泊富营养化控制技术综合集成方法框架[J].环境工程,2006,(01):65-67+5.

莫家勇,钟萍,刘正文.生态修复对浅水湖泊沉积物磷形态特征及湖水磷浓度的影响[J]. 应用与环境生物学报,2016,(02):320-325.

牟晓杰,刘兴土,阎百兴,崔保山.中国滨海湿地分类系统[J].湿地科学,2015,(01):19-26.

潘艳艳,陈建刚,张书函,原桂霞,赵飞.城市径流面源污染及其控制措施[J].北京水务,2008,(01):22-23.

裴绍峰,刘海月,马雪莹,叶思源,袁红明,丁喜桂,赵广明,徐刚.辽河三角洲滨海湿地生态修复工程[J].海洋地质前沿,2015,(02):58-62.

彭文峰.生物滞留技术在城市道路面源污染中的应用[J].资源节约与环保,2014,(01):74.

齐杨,于洋,刘海江,董贵华,何立环,翟超英.中国生态监测存在问题及发展趋势[J]. 中国环境监测,2015,(06):9-14.

祁莹莹. 城市降雨径流氮污染特征与生态箱净水技术研究[D].华东师范大学,2012.

秦伯强,高光,胡维平,吴庆龙,胡春华,刘正文,谷孝鸿,朱广伟,陈非洲.浅水湖泊生态系统恢复的理论与实践思考[J].湖泊科学,2005,(01):9-16.

邱美琴. 湖泊水库富营养化的控制和生态修复技术[A].中国环境科学学会.2016中国环境科学学会学术年会论文集（第二卷）[C].中国环境科学学会,2016:8.

邱瑀,卢诚,徐泽,王玉秋.湟水河流域水质时空变化特征及其污染源解析[J].环境科学学报,2017,:1-17.

单保庆,王超,李叙勇,李文赞,张洪.基于水质目标管理的河流治理方案制定方法及其案例研究[J].环境科学学报,2015,(08):2314-2323.

沈军,李田.城市面源污染治理中的公众参与现状与对策探讨[J].环境污染与防治,2011,(02):99-104.

盛海燕,韩轶才,虞左明,刘明亮,何剑波,张银龙.杭州地区大中型水库富营养化状况及影响因子分析[J].长江流域资源与环境,2014,(11):1566-1571.

宋钊.城市河流水污染治理及修复技术[J].工业用水与废水,2013,(04):6-8.

孙凯.城市污染河流水污染控制技术的运用[J].资源节约与环保,2015,(11):73.

孙志高,牟晓杰,陈小兵,王玲玲,宋红丽,姜欢欢.黄河三角洲湿地保护与恢复的现状、问题与建议[J].湿地科学,2011,(02):107-115.

汤洁,杨巍,李昭阳,卞建民,刘畅.辽河大伙房水库汇水区农业非点源污染入库模拟[J]. 吉林大学学报(地球科学版),2012,(05):1462-1468+1476.

滕明君,曾立雄,肖文发,周志翔,黄志霖,王鹏程,佃袁勇.长江三峡库区生态环境变化遥感研究进展[J]. 应用生态学报,2014,(12):3683-3693.

汪秀丽. 国内河流湖泊水污染治理[J].水利电力科技,2005,(01):1-13.

王传远,杨翠云,孙志高,杨玉玮,瞿成利,王允周.黄河三角洲生态区土壤石油污染及其与理化性质的关系[J].水土保持学报,2010,(02):214-217.

王家骥,成文连.湖泊群的生态修复与开发利用研究初探——以武汉东西湖区湖泊群为例[J].环境科学研究,2003,(05):33-36.

王金亮,谢德体,邵景安,倪九派,雷平.基于最小累积阻力模型的三峡库区耕地面源污染源-汇风险识别[J].农业工程学报,2016,(16):206-215.

王锦旗,郑有飞,王国祥.城市小型湖泊生态修复方式探讨[J].环境污染与防治,2012,(04):97-100.

王军霞,唐桂刚,罗彬,李纳,景立新,傅德黔.城市面源污染物排放量监测技术方法研究[J].环境科学与技术,2013,(08):54-58.

王杨,王艳.三峡库区水污染控制工程分析[J].科学咨询(科技·管理),2014,(06):80-81.

王毅杰,俞慎.长江三角洲城市群区域滨海湿地利用时空变化特征[J].湿地科学,2012,(02):129-135.

王永丽,于君宝,董洪芳,栗云召,周迪,付玉芹,韩广轩,毛培利.黄河三角洲滨海湿地的景观格局空间演变分析[J].地理科学,2012,(06):717-724.

王友列.英国泰晤士河水污染治理及对淮河流域的启示[D].安徽大学,2016.

王宇.我国城市面源污染现状与控制对策分析[A].中国环境科学学会、环境保护部环境规划院、哈尔滨工业大学、哈尔滨师范大学、中国科学院南京地理与湖泊研究所.2013年水资源生态保护与水污染控制研讨会论文集[C].中国环境科学学会、环境保护部环境规划院、哈尔滨工业大学、哈尔滨师范大学、中国科学院南京地理与湖泊研究所,2013:5.

王兆文.黄河三角洲油区污染治理技术集成应用研究[J].绿色科技,2012,(01):110-111.

翁白莎,严登华,赵志轩,张诚,王刚.人工湿地系统在湖泊生态修复中的作用[J].生态学杂志,2010,(12):2514-2520.

邬红娟,张体强,梁爽,刘克然.浅水富营养湖泊生态修复效应时间序列与诊断研究[J].环境科学与技术,2012,(07):29-32.

吴超.湖泊营养物控制标准技术经济评估研究[D].安徽理工大学,2015.

伍发元.我国城市面源污染多层控制模式研究[D].武汉大学,2004.

谢庆剑,杨再雍,李明玉. 生态监测及其在我国的发展[J].广西轻工业,2008,(08):77-79.

徐开钦,齐连惠,蛯江美孝,稻森悠平,须藤隆一.日本湖泊水质富营养化控制措施与政策[J]. 中国环境科学,2010,(S1):86-91.

徐志强,秦忠强,杜浩为,苏晓,李忠峰.人工湿地处理滨海盐碱地区初期雨水和微污染河水[J]. 中国给水排水,2016,(13):6-9.

许其功,曹金玲,高如泰,丁京涛,姜磊,张慧,姜甜甜.我国湖泊水质恶化趋势及富营养化控制阶段划分[J].环境科学与技术,2011,(11):147-151.

许双双,李志花,邓一荣,肖羽堂.湖泊水污染控制技术(上)[J].环境保护,2009,(22):50-51.

许双双,李志花,邓一荣,肖羽堂.湖泊水污染控制技术(下)[J].环境保护,2009,(23):52-54.

杨丽萍.浙江省两个典型流域水体污染特征及污染源解析研究[D].浙江大学,2015.

杨美成,王圃,柳晓明,甘福宁,王俊,唐子易.重庆三峡库区非点源污染评价与影响因子分析[J].环境科学与技术,2012,(05):179-183.

姚志刚,陈玉清,吕晓雪.长江三角洲湿地现状与保护研究[J].江苏林业科技,2005,(02):36-41.

叶闽,雷阿林,郭利平.城市面源污染控制技术初步研究[J].人民长江,2006,(04):9-10.

叶闽,杨国胜,张万顺,肖彩.城市面源污染特性及污染负荷预测模型研究[J].环境科学与技术,2006,(02):67-69.

于桓飞,宋立松,程海洋.基于河长制的河道保护管理系统设计与实施[J].排灌机械工程学报,2016,(07):608-614.

俞兴东.三峡库区水污染及防治措施[J].环境与可持续发展,2006,(02):32-34.

于君宝,阚兴艳,王雪宏,韩广轩,管博,谢文军,林乾新.黄河三角洲石油污染对湿地芦苇和碱蓬幼苗生长影响的模拟研究[J].地理科学,2012,(10):1254-1261.

周建军,林秉南,李玉樑.关于三峡水库内源污染控制的研究[J].科技导报,2006,(10):5-10.

张建伟,郭秀岩,袁西龙,姜文婷,路忠诚.东营黄河三角洲水质污染特征及其物源分析[J].山东国土资源,2012,(03):15-18.

张沛霖.太湖地区省管湖泊管理与保护存在问题及建议[A].中国科学技术协会学会学术部、吉林省人民政府.湖泊湿地与绿色发展——第五届中国湖泊论坛论文集[C].中国科学技术协会学会学术部、吉林省人民政府:,2015:4.

张文慧,胡小贞,许秋瑾,赵阳.湖泊生态修复评价研究进展[J].环境工程技术学报,2015,(06):545-550.

张晓龙,李培英,李萍,徐兴永.中国滨海湿地研究现状与展望[J].海洋科学进展,2005,(01):87-95.

张绪良,肖滋民,徐宗军,张朝晖.黄河三角洲滨海湿地的生物多样性特征及保护对策[J]. 湿地科学,2011,(02):125-131.

张绪良,张朝晖,谷东起,徐宗军,叶思源.辽河三角洲滨海湿地的演化[J].生态环境学报,2009,(03):1002-1009.

张绪良,张朝晖,徐宗军,谢文霞,隋玉正,郗敏.胶州湾滨海湿地的景观格局变化及环境效应[J].地质论评,2012,(01):190-200.

张志彬,孟庆宇,马征.城市面源污染的污染特征研究[J].给水排水,2016,(S1):163-167.

赵广琦,邵飞,崔心红.生态河道的坡岸绿化技术探索与应用[J].中国园林,2008,(11):66-70.

赵锐锋，姜朋辉，赵海莉，樊洁平．黑河中游湿地景观破碎化过程及其驱动力分析．生态学报，2013，33( 14):4436-4449．

郑华卿,佘廉.三峡库区水污染事件应急管理的现状、趋势及路径选择[J].河南社会科学,2010,(01):140-142.

朱亮,苗伟红,严莹.河流湖泊水体生物-生态修复技术述评[J].河海大学学报(自然科学版),2005,(01):59-62.

Borin M, Bonaiti G, Giardini L. Controlled drainage and wetlands to reduce agricultural pollution: a lysimetric study[J]. Journal of Environmental Quality,2001,30(4):1330.

Chuan Bao Wu,Xiang Hui Zeng. Study on Control of Water Quality of Poyang Lake[J]. Applied Mechanics and Materials,2014,522-524: 979-982.

Costanza R, DArge R, DeGroot R, et al.1997. The value of the world's ecosystemservices and natural capital [J]. Nature,387: 253-260.

Darryl E. Marois,William J. Mitsch. Coastal protection from tsunamis and cyclones provided by mangrove wetlands – a review[J]. International Journal of Biodiversity Science, Ecosystem Services & Management,2015,11(1):71-83.

Fan H， Huang H J， Thomas Zeng． Impacts of anthropogenic activity on the recent evolution of the Huanghe ( Yellow) Ｒiver Delta． Journal of Coastal Ｒesearch， 2006，22(4): 919-929．

Feng Gao,Ronglan Xiao. Multisource Disaster Chain and Control in Regional Water Environment of the Dongjiang Lake in China[J]. Journal of Water Resource and Protection,2015,07(15):1174-1182.

Gao Z G, Zhang L Q. Multi-seasonal spectral characteristics analysis of coastal salt marsh vegetation in Shanghai, China[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science,2006(69): 217-224.

Guangliang Zhang,Junhong Bai,Min Xi,Qingqing Zhao,Qiongqiong Lu,Jia Jia. Soil quality assessment of coastal wetlands in the Yellow River Delta of China based on the minimum data set[J]. Ecological Indicators,2016,66:458-466.

Hongda Fang,Ying Xu,Zhilong Ye,Zhaoji Zhang,Songqing Pan,Lin Deng,Zhuanxi Luo,Shaohua Chen. Impact of urbanization on nutrients and heavy metal pollution of Napahai Wetland, Shangri-La County, China[J]. International Journal of Sustainable Development & World Ecology,2015,22(2):1-10.

Hua Wang,Feng Qiang Ji,Yi Yi Zhou,Kun Xia. Water Pollutant Control for a River-Lake Region to the Northwest of Lake Taihu[J]. Applied Mechanics and Materials,2014,665:420-425.

Huan Ying Zhu,Ming Zhou,Xiao Liu. Application of Artificial Wetland Technology in Rural Water Pollution Control[J]. Advanced Materials Research,2014,997:717-720.

Ji Fu Wang, Lu Xu, Wei Ping Xu, Xing Tu Liu. The Research of Microbial Remediation of Oil Pollution Wetland - Aim at the Oil Pollution of Daqing Oil Field the Wetland[J]. Advanced Materials Research,2012,610-613:2074-2078.

Jing Cheng,Siping Niu,Youngchul Kim. Relationship between water quality parameters and the survival of indicator microorganisms-Escherichia coli-in a stormwater wetland[J]. Water Science & Technology,2013,68(7):1650-1656.

Julien Tournebize,Cedric Chaumont,Ülo Mander. Implications for constructed wetlands to mitigate nitrate and pesticide pollution in agricultural drained watersheds[J]. Ecological Engineering,2016.

Kao C M, Wu M J. Control of non-point source pollution by a natural wetland.[J]. Water Science and Technology,2000,43(5):169-174.

Kao C M, Wang J Y, Lee H Y, Wen C K. Application of a constructed wetland for non-point source pollution control.[J]. Water Science and Technology,2001,44(11-12):585.

Kim H C,Yoon C G,Son Y K,Rhee H P,Lee S B. Effects of open water on the performance of a constructed wetland for nonpoint source pollution control.[J]. Water Science and Technology,2010,62(5):1003.

Lian Feng Gao, Zhen Guo Zhang, Ying Zhang, Ying Chun Wang, Peng Zhang, Chang Shui Liu. Degradative Factors and Protective Countermeasures of Coastal Wetlands in Tangshan[J]. Transactions of Oceanology & Limnology,2011,347-353(3):1865-1868.

Liu G L， Zhang L C， Zhang Q， Zipporah Musyimi， Jiang Q H．Spatio-Temporal Dynamics of Wetland Landscape Patterns Based on Remote Sensing in Yellow River Delta， China．Wetlands，2014，34(4):787-801．

M. A. Muspratt. Quality control applied to river pollution[J]. International Journal of Environmental Studies,1973,5(1-4):137-142.

Ma Z, Melville D S, Liu J, et al. Rethinking China’s new great wall [J].Science,2014,346: 912-914.

Marco Ottinger， Claudia Kuenzer， Liu G H， Wang S Q， Stefan Dech． Monitoring land cover dynamics in the Yellow River Delta from 1995 to 2010 based on Landsat 5 TM． Applied Geography，2013，44:53-68．

Mehmet Soner Engin,Ahmet Uyanik,Seydahmet Cay. Investigation of trace metals distribution in water, sediments and wetland plants of Kızılırmak Delta, Turkey[J]. International Journal of Sediment Research,2016.

Mitsch W J, Bernal B, Nahlik A M, et al. Wetlands, carbon, and climate change [J]. Landscape Ecology,2013,28(4):583-597.

Osei, Juliet,Nyame, rank Kwakyi, Armah, Thomas Kaku, Osae, Shiloh Kwabena, Dampare, Samuel Boakye, Fianko, Joseph Richmond, Adomako, Dickson, Bentil, Nash. Application of Multivariate Analysis for Identification of Pollution Sources in the Densu Delta Wetland in the Vicinity of a Landfill Site in Ghana[J]. Journal of Water Resource and Protection,2010,2(12):1020-1029.

Ouyang Z T, Gao Y, Xie X, et al. Spectral Discrimination of the Invasive Plant Spartina Alterniflora at Multiple Phenological Stages in a Saltmarsh Wetland [J]. PLos One,2013,6(8):e67315.

Qi Yong Yang, Xin Hua Zhang, Zhong Wei Wu. Prevention and Control of Water Pollution Based on Ecosystem Management (EM): A Case Study of Poyang Lake[J]. Applied Mechanics and Materials,2013,295-298(2):1575-1579.

Rachasak Klayklung,Charit Tingsabadh,Nantana Gajaseni. Surface Water Pollution Control by Appropriate Effluent Taxation: The Thachin River Basin Study, Thailand[J]. Journal of Applied Sciences,2010,10(15):1492-1510.

Rai Prabhat Kumar. Heavy metal pollution in aquatic ecosystems and its phytoremediation using wetland plants: an ecosustainable approach[J]. International Journal of Phytoremediation,2008,10(2):131-158.

Ren Jun Liang,Xiao Tian Ma,Ji Cai Qiu. Heavy Metals (Fe, Zn, Mn, Cr, As) Speciation Analysis and Ecological Risk Assessment in the Surface Sediments of WuHe Wetland[J]. Applied Mechanics and Materials,2014,675:299-304.

Rui Zhang,Xian Xiang Luo,Jian Qiang Yang. Pollution and Evaluation of Heavy Metals in the Wetland Soil of Shuangtaizi Estuary[J]. Advanced Materials Research,2012,573-574:348-352.

Sarfraz Hashim,Yue Bo Xie,Imtiaz Hashim,Ijaz Ahmad. Urban River Pollution Control Based on Bacterial Technology[J]. Applied Mechanics and Materials,2014,692:127-132.

Schulz R,Peall S K. Effectiveness of a constructed wetland for retention of nonpoint-source pesticide pollution in the Lourens River catchment, South Africa.[J]. Environmental Science & Technology,2001,35(2):422-426.

Shuh-Ren Jing, Ying-Feng Lin, Kai-Chung Shih, Hung-Wei Lu. Applications of Constructed Wetlands for Water Pollution Control in Taiwan: Review[J]. Practice Periodical of Hazardous, Toxic, and Radioactive Waste Management,2008,12(4):249-259.

Svenja Karstens, Gerald Jurasinski, Stephan Glatzel, Uwe Buczko. Dynamics of surface elevation and microtopography in different zones of a coastal Phragmites wetland[J]. Ecological Engineering,2016,94:152-163.

Thomas P. Constructed wetlands as a tool for sewage and stormwater pollution control[J]. Schriftenr des Ver Wasser Boden Lufthyg,2000,105: 305-310.

Tian B, Zhou Y, Thom R, et al. 2015.Detecting wetland changes in Shanghai, China using FORMOSAT and Landsat TM imagery [J]. Journal of Hydrology,529:1-10.

Tian Yin Huang,Wei Wu,Wen-Wei Li. Identifying the major pollution sources and pollution loading status of Qiputang River in Taihu Lake basin of China[J]. Desalination and Water Treatment,2013,51(22-24):4736-4743.

Wang S Y， Ding C B， Liu J S． Landscape evolution in the Yellow River Basin using satellite remote sensing and GIS during the past decade[J]．International Journal of Remote Sensing,2009,30(21):5573-5591.

Williams J R. Addressing global warming and biodiversity through forest restoration and coastal wetlands creation[J]. Science of the Total Environment,1999,240(1-3):1-9.

Xiangcan Jin,Xiaozhen Hu. A comprehensive plan for treating the major polluted regions of Lake Taihu, China[J]. Lakes & Reservoirs: Research & Management,2003,8(8):217-230.

Xiao Tian Ma,Ren Jun Liang,Ji Cai Qiu,Li Zhi Wang,Xiu Zhen Wang. Pollution Characteristics and Ecological Risk Assessment of Hg and As in Sediments from WuHe Wetland[J]. Advanced Materials Research,2014,1051:552-556.

Xu Yang,Ji Fu Wang,Xue Ping Zhang,Bao Jian Wang. Analysis of the Spatial-Temporal Variation of Water Quality in Daqing Wetland[J]. Advanced Materials Research,2012,610-613:3263-3266.

Yan Y E, Ouyang Z T, Guo H Q, et al. 2010. Detecting the spatiotemporal changes of tidal flood in the estuarine wetland by using MODIS time series data [J].Journal of Hydrology, 384 (1/2): 156-163.

Yang Lin,Shi Zhi Wen,De Ming Wang. Demonstration Project of Wetlands Restoration and Pollution Control - A Case Study in Xiangtan Manganese Mine, China[J]. Advanced Materials Research,2013,864-867:1270-1274.

Yi Bin Ren,Ji Guang Li,Nan Qi Ren,Xiao Kun Li. The Application of Fuzzy Comprehensive Evaluation Method in Non-Point Pollution on Wetland Water Environmental Impact[J]. Advanced Materials Research,2012,518:4948-4952.

Yi-Di Li,Ying Chen,Li Wang,Lin Yao,Xu-Ming Pan,Duu-Jong Lee. Pollution tolerant protozoa in polluted wetland[J]. Bioresource Technology,2017.

Yonghui XU,Ying WANG,Aljoy ABARQUEZ,Harry WU,Guangcai CHEN,Jingmin JIANG,Jianfeng ZHANG,Qihua SHAN,Zhijian ZHANG. Discussion on Role of Forest to Control Agricultural Non-Point Source Pollution in Taihu Lake Basin-Based on Source-SinkAnalysis[J]. Journal of Water Resource & Protection,2009,01(01):345-350.

Yu Nan Gao ,Ping Ping Zhang, Jin Xiang Fu. The Current Situation of Pollution Control and Management of the Liao River Basin[J]. Applied Mechanics and Materials,2012,178-181:1046-1049.

Yuanyuan Wang, Liang Guo, Yi Wang,Meng Ran,Jie Liu,Peng Wang. Research and Application of Pollution Control in the Middle Reach of Ashe River by Multi-Objective Optimization[J]. Journal of Geoscience and Environment Protection,2013,01(02):1-6.

Zhang Yimin, Zhang Yongchun, Gao Yuexiang, Zhang Houhu, Cao Jianying, Cai Jinbang, Kong Xiangji. Water pollution control technology and strategy for river-lake systems: a case study in Gehu Lake and Taige Canal[J]. Ecotoxicology,2011,20(5):1154-1159.

Zhao Tongqian, Xu Huashan, He Yuxiao,Tai Chao, Meng Hongqi, Zeng Fanfu, Xing Menglin. Agricultural non-point nitrogen pollution control function of different vegetation types in riparian wetlands: a case study in the Yellow River wetland in China[J]. Journal of Environmental Sciences,2009,21(7):933-939.

Zhong Wei Wu,Xi Wu Lu. Industrialization of Pollution-Purifying Agriculture to Control Non-Point Source Pollution in Poyang Lake Area[J]. Applied Mechanics and Materials,2014,522-524:690-694.