中国期刊网-投稿、查重、发表有保障。
您的位置: 主页 > 学术论文 > 农业论文 >

湘江保护治理对水质的影响及原因分析

发布时间:2023-03-01 08:25:14

摘    要:湖南省于2016—2018年针对湘江保护和治理开展了第二个“三年行动计划”(简称“行动”),但是其对湘江水系水质的修复效果及其关键因素并不完全清楚。本研究选取湘江干流和支流26个水质监测站的2015—2018年水质逐日监测数据,分析该行动对湘江水系水质变化的影响及其原因。结果表明,调查期间水质各项指标基本保持在国家地表水Ⅲ类水质及以上。水体污染时空变化特征主要表现在:从上游到下游,干流氨氮富集,总磷先上升后下降;支流比干流污染更严重,乡村站点比城镇站点的氨氮浓度低、总磷浓度高;氨氮冬季高、夏季低,总磷秋季达到峰值。水体污染与pH、溶解氧浓度负相关,而与高锰酸钾指数正相关。氨氮和总磷可能的主要来源分别是城镇工业污染排放和农业源排放。本次“行动”使水体氨氮浓度、总磷浓度、高锰酸钾指数分别下降32.24%、30.03%和5.80%,溶解氧浓度增加4.66%。污染改善的主要原因可能在于干流沿岸城镇和工业污染的氮磷协同减排,其次是乡村和支流的农业源减排。因此,湘江流域水体的后期治理应该更多地关注农业源水体污染物尤其是磷的排放。


关键词:湘江;三年行动计划;氨氮;总磷;水质;氮磷污染,


Improvement of Xiangjiang river water qualities by plan for protection and

treatment

XIE Ya-jun ZHAO Yi ZHANG Qing-ling YU Hua ZHOU Yu-xuan ZHOU Peng LI

Feng XIONG Hui

East China University of Technology, School of Water Resources and Environmental

Engineering Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences East

China University of Technology,School of Geophysics and Measurement-Control

Technology East China University of Technology,School of Foreign Languages East

China University of Technology, Geological Resources Economics and Management

Research Center Hunan Research Academy of Environmental Sciences


Abstract:During 2016 to 2018, Hunan Province had operated to the second Three-year Action plan for the protection and treatment of Xiangjiang river system. However, it was still unclear the effects of this plan on the water qualities of this river system. In the present study, totally 26 monitoring stations at both trunk stream and tributaries were selected in Xiangjiang river, and then daily data of water qualities during 2015 to 2018 were collected to analysis the change and its reason of the water qualities as affected by the second Three-year Action plan. The results showed that water qualities in Xiangjiang river system were almost all above the standard limits of National Class Ⅲ. Temporal and spatial variations were found in water pollutants. Firstly, ammonium was accumulated while total phosphorus was elevated and then declined along the trunk stream. Secondly, pollutions were more severe in trunk stream than those in tributaries, whereas the urban stations were higher in ammonium but lower in total phosphorus compared with the rural ones. Thirdly, ammonium concentrations were higher in winter and lower in summer, while concentrations of total phosphorus peaked in autumn. Water pollutants were negatively related with pH and dissolved oxygen, but positively with CODMn. The main sources of the ammonium and total phosphorus might be industrial and agricultural emissions, respectively. Due to the Action, ammonium, total phosphorus, and permanganate index were reduced by 32.24%, 30.03%, and 5.80%, respectively, while dissolved oxygen was increased by 4.66%. These mitigations were primarily contributed by collaborative control of nitrogen and phosphorus in industrial emissions along trunk stream, and secondarily by control of the agricultural emissions in the rural area and tributaries. Therefore, future protection and treatment of Xiangjiang river system should be more focused on rural emissions especially phosphorus.


Keyword:Xiangjiang; Three-year Action plan; ammonium; total phosphorus; water quality; nitrogen and phosphorus pollution;


近几十年来,由于大量工业废水、农业污水和生活污水排入河流,许多大型河流水体中营养元素含量(主要是氮和磷)有升高的趋势,导致水资源供需矛盾日益尖锐、社会经济发展受制约,因此河流水质环境的监测及治理已经成为各国生态环境领域研究的重点与难点[1,2]。目前国内外在河流的污染物环境容量计算、水体污染物迁移转化过程、污染物排放标准制定等方面开展了大量研究,取得重要进展,但是在污染物浓度的长期动态监测研究方面依然存在不足[3,4],而长期动态监测对于评价持续数年甚至数十年的河流生态修复工程的效果是十分必要的。


由于复杂流域地表水环境污染物类型并非仅从单一支流沿岸人为活动输入,而最终的水体环境往往与污染物的时空分布有关,因此必须对整个流域的重要支流进行水体环境监测,并分析水体污染物在流域尺度上的空间分布特征,从而分区、分类控制水系的面源污染[5,6,7,8]。水体各种污染物中,氮和磷是造成水体富营养化的主要物质,其来源和空间分布极为复杂,对污染物输出特征以及来源分析是防治面源污染的前提[7,9]。


国内外许多地区开展了河流水体污染治理修复工程,但是最终治理成效仍然具有很大的不确定性[4,10]。根据《湖南省湘江保护和治理第二个“三年行动计划”(2016—2018年)实施方案》,2016—2018年,湖南省政府实施了湘江保护和治理第二个“三年行动计划”。湘江水系是湖南省最重要的水体网络,流域面积、人口和经济总量分别占全省的40%、65%和80%,承载着全省近5000万人口的生产生活用水以及纳污、灌溉、航运等功能(2018年)[11]。湘江水系流域特征与水环境问题在整个中部地区都具有典型性和代表性。本研究通过系统性采集湘江及其主要支流沿岸的26个水质监测站的2015—2018年水质数据,分析湘江水系水质的空间分布、年际变化和季节动态,探索第二个“三年行动计划”(简称“行动”)实施后湘江流域水体氮磷污染物变化情况及其主要原因,以期为湘江流域后续治理和其他大型河流生态恢复工程的实施提供理论基础与科学依据。


1 材料与方法

1.1研究区概况

湘江流域处于亚热带季风性气候带,年平均温度约为16.4~17.0 ℃,年均降水量1 200~1 550 mm,是湖南省最大的生产生活用水源[12]。湘江干流依次流经湖南省永州市、衡阳市、株洲市、湘潭市、长沙市,并于岳阳市汇入洞庭湖。湘江水系主要支流包括蒸水、洣水、潇水、耒水、渌水、涟水、舂陵水、浏阳河、捞刀河和沩水等[12,13]。


根据《湖南省湘江污染防治第一个“三年行动计划”实施方案》,实施湘江保护和治理的第一个“三年行动计划”(2013—2015年)包括推进重点行业工业企业污染防治,城镇污水收集处理设施建设,加强规模化畜禽养殖、网箱养殖污染防治,尾矿库、渣场环境安全隐患整治,饮用水水源地保护等5个主要举措。后续开展第二个“三年行动计划”,以期维持湘江流域主要河流段水质基本稳定在Ⅲ类及以上。本次“行动”在城镇工作举措有提高用水效率(包括工业节水和城镇节水)、强化工业污染防治、加快推进城镇生活污染治理、加强高速公路、河道、船舶和港口污染防治、加强不达标水体整治和重点区域污染综合整治等;在农业农村方面则主要包括发展农业节水、全面开展农业农村污染防治、加强饮用水水源地保护和加强生态保护等(《湖南省湘江保护和治理第二个“三年行动计划”(2016—2018年)实施方案》)。


1.2样品采集与分析测试

为了代表整个湘江水系,选取湘江干流及其7个主要一级支流(潇水、舂陵水、蒸水、耒水、洣水、渌水、涟水)沿岸的国控或省控监测断面共26个水质监测站(图1)。同时,为了更好溯源水体污染物来源,根据水质监测站所处河流级别将其分为湘江干流和湘江一级支流类采样点;按所在位置人口聚集情况将其分为城镇点(一般位于城镇排污点上游50 m内或下游2 km内)和乡村采样点(表1)。城市采样点受人口密集区排放的生活与工业废水影响较大,主要反映人为活动所产生的污染物指标;乡村类采样点为远离人口密集区,主要反映河流附近农业类排放或天然饮用水源地水质情况。

1

图1 26个监测站的分布   

Fig. 1 Locations of the 26 monitoring stations


表1 26个监测站分类情况 

Table 1 Classification of the 26 monitoring stations

2

自“行动”实施前一年(2015年)1月到结束年(2018年)12月,在上述26个监测站点,统一采用环境检测仪器及综合分析装置(型号为A02100415),逐日监测水体总磷、氨氮、溶解氧、水温、电导率、高锰酸钾指数和pH。仪器于每天的0、4、8、16、20时采样共5次,自动进行水质分析、数据记录。数据收集后,去掉异常值,总共得到141 933个氨氮、141 669个总磷、142 477个溶解氧、143 073个水温、140 877个电导率、140 524个高锰酸钾指数和142 990个pH的有效数据。


1.3 数据统计

所有数据统计均使用水质的日平均值。根据国家地表水环境质量标准GB3838-2002对水质日平均值进行水质分类。由于该标准没有针对pH、水温、电导率的水质分类,故本研究仅考虑氨氮、总磷、高锰酸钾指数和溶解氧的水质分类,其中Ⅰ类、Ⅱ类、Ⅲ类、Ⅳ类和Ⅴ类水质的氨氮浓度分别为≤0.15、≤0.5、≤1.0、≤1.5和≤2.0 mg/L,总磷浓度分别为≤0.02、≤0.1、≤0.2、≤0.3和≤0.4 mg/L,高锰酸钾指数分别为≤2、≤4、≤6、≤10和≤15 mg/L,溶解氧浓度分别为≥7.5、≥6、≥5、≥3和≥2 mg/L。


统计分析时,首先以监测站类别(河流级别、人口聚集情况)、年份、干流站点为因变量,对水质进行方差分析,然后利用LSD法进行多重比较,选取显著度为0.05。其次,利用简单线性相关分析水质各项指标之间的相关性(双尾)。最后,利用回归分析计算水体污染物浓度的多年变化趋势[14]。数据分析前,若方差不齐,则进行对数转换以满足方差齐性[14]。所有的数据分析均采用SPSS 21。


2 结果与分析

2.1 2015—2018年湘江水系的水质概况

26个监测站点数据表明,调查期间湘江水系各指标日平均值变化范围分别为总磷、氨氮和溶解氧为0.101~2.895、0.001~7.944和0.001~40.022 mg/L、电导率0.02~3716.6 μS/cm,高锰酸钾指数2.53~20 mg/L。各指标多年平均值总磷、氨氮和溶解氧分别为0.158、0.089和7.478 mg/L、水温19.74 ℃、电导率197.1 μS/cm、高锰酸钾指数1.817 mg/L,pH 7.39。方差分析表明,水质在河流级别、城镇乡村间均存在极显著差异(P<0.01)。水体污染物的多年平均浓度在不同河流级别间的分布规律相似,均表现为支流水体污染物浓度高于干流;城镇和乡村之间相比较,城镇类站点氨氮污染更严重,而乡村类站点总磷污染更严重。水体电导率和高锰酸钾指数在河流级别、城镇乡村间的分布规律与氨氮类似;水体pH在河流级别、城镇乡村间的分布规律与总磷类似(P<0.01)。乡村类站点水体溶解氧浓度高于城镇类站点,干流水体溶解氧浓度高于支流(表2)。


表2 2015—2018年湘江水系水质概况 

Table 2 Water qualities of Xiangjiang river system from 2015 to 2018


注:数据以平均值±标准误表示。城市vs乡村或干流vs支流之间的水质比较采用ANOVA。


相关性分析表明,水体各种特征之间存在相关性(表3)。水体氨氮与总磷浓度极显著正相关(P<0.01)。氨氮和总磷浓度与水体pH、溶解氧极显著负相关,说明氮磷污染在偏碱性、富氧的水体中更易被降解清除;氮磷污染物还与水体高锰酸钾指数极显著正相关(P<0.01),说明氮磷污染物中有一部分是可氧化物质[15,16]。此外,水体电导率与氨氮浓度极显著正相关(P<0.01),但是与总磷浓度无显著相关性(P>0.05);水温与氨氮浓度极显著负相关(P<0.01),但是与总磷浓度显著正相关(P<0.01)。


表3 2015—2018年湘江水系各指标之间的相关性分析 

Table 3 Linear correlations between water qualities of Xiangjiang river system from 2015 to 2018


2.2 2015—2018年湘江水系的水质类别概况

2015—2018年期间,26个监测站数据表明,湘江水系各项指标的日均值基本上都达到了Ⅲ类及以上水质要求,其中氨氮浓度达Ⅰ类和Ⅱ类水质要求的水体分别占总体的70.42%和24.58%;总磷浓度达Ⅰ类和Ⅱ类水质要求的水体分别占总体的24.01%和64.90%;溶解氧浓度达Ⅰ类和Ⅱ类水质要求的水体分别占总体的49.76%和37.95%;高锰酸钾指数达Ⅰ类和Ⅱ类水质要求的水体分别占总体的62.48%和33.89%。达到Ⅳ类及以下水质要求的水体占比极少,分别仅占氨氮、总磷、溶解氧和高锰酸钾指数总体的1.05%、1.76%、3.43%和1.10%,且主要分布在支流或乡村站点(图2)。总体而言,氨氮浓度和总磷浓度达到Ⅲ类及以下水质要求的水体占比均表现为支流类站点高于干流类站点,城镇站点氨氮浓度达到Ⅲ类及以下水质要求的水体占比与农村类似,但是总磷浓度达到Ⅳ类及以下水质要求的水体占比却低于农村;溶解氧浓度和高锰酸钾指数达到Ⅲ类及以下水质要求的水体占比在河流级别、城镇乡村间无明显差异(图2)。


图2 2015—2018年湘江水系水质的各类别百分比  

Fig. 2 Percentages of water quality classes of Xiangjiang river system form 2015 to 2018


2.3 2015—2018年湘江干流水质空间变化

方差分析表明,2015—2018年期间湘江干流水质各项指标在各站点之间均表现出极显著差异(P<0.01)。从湘江上游的渌埠头站到下游的屈原站,水体氨氮呈现出上升的趋势,浓度从上游的0.05 mg/L左右上升并稳定到中上游的0.16 mg/L;总磷表现出先上升后下降的趋势,浓度从上游的0.03 mg/L左右上升到中游的0.09 mg/L,随后下降到下游的大约0.04 mg/L。此外,从上游到下游,水体溶解氧浓度、高锰酸钾指数、电导率和pH在各个站点之间有波动,但是没有明显的趋势性变化(图3)。


图3 2015—2018年湘江干流水质空间变化  

Fig. 3 Spatial variations of water qualities of Xiangjiang river form 2015 to 2018


2.4 2015—2018年湘江水系水质及其类别年际变化

方差分析表明,水体污染物浓度存在极显著的年际变化(P<0.01)。与2015年相比较,“行动”期间(2016—2018年)水体氨氮浓度和总磷浓度分别下降了32.24%和30.03%,下降的绝对幅度分别为0.058 mg/L和0.029 mg/L。具体而言,水体氨氮和总磷总平均浓度均在2017年达到最低值,在2018年略有回升。根据多年变化趋势分析结果,可以估算出氨氮浓度和总磷浓度的下降速率分别为0.021 mg/(L·a)和0.013 mg/(L·a)。水体其他性质也存在极显著的年际变化(P<0.01)。与2015年相比较,“行动”期间水体高锰酸钾指数下降了5.80%,下降的绝对幅度为0.111 mg/L;而溶解氧、电导率、pH分别上升了4.66%、4.50%和0.60%,上升的绝对幅度分别为0.334 mg/L、4.5 μS/cm和0.045个单位(表4)。


表4 湘江水系水质年际变化 

Table 4 Yearly changes of water qualities of Xiangjiang river system


注:数据以平均值±标准误表示。同一类型站点不同年份之间标有不同小写字母表示其统计差异显著(P≤0.05)。


尽管各个类别站点水体氮磷污染物浓度的年际变化趋势与总体趋势大致相似,然而不同类别站点下降的绝对幅度并不相同。与2015年相比,“行动”期间城市站点水体氨氮和总磷分别下降了0.075 mg/L和0.035 mg/L,而同期乡村站点分别下降了0.047 mg/L和0.022 mg/L;干流站点水体氨氮和总磷分别下降了0.094 mg/L和0.052 mg/L,而同期支流站点分别下降了0.015 mg/L和0.029 mg/L。因此,就绝对下降幅度而言,城镇站点水体污染物下降比乡村站点快,干流站点水体污染物下降比支流站点快。由于干流和支流站点在下降幅度的差异,水体污染物空间格局也发生了年际变化:2015年干流水体比支流水体污染更严重,然而,由于干流水体污染物浓度下降更快,2016—2018年期间支流水体污染反而比干流污染更严重(表4)。


得益于水体污染物浓度的下降,氨氮和溶解氧浓度的水质类别也得到了结构性的改善(图4)。与2015年相比,本次“行动”期间湘江水系氨氮和溶解氧浓度达到Ⅰ类水质要求的水体占比提高,且Ⅳ类及以下水质要求水体的占比略有下降。此外,总磷浓度和高锰酸钾指数的各个级别构成并没有发生明显的趋势性变化(图4)。


图4 湘江水系水质各类别百分比的年际变化  

Fig. 4 Yearly changes of percentages of water quality classes of Xiangjiang river system


2.5 湘江水系水质季节动态

方差分析表明,湘江水系水质呈现极显著的季节动态(P<0.01)。水体温度和溶解氧浓度季节性最明显,且在各站点之间的空间异质性不明显。水体温度表现出与气温一致的趋势;受温度影响,溶解氧表现出冬季高、夏季低的趋势。氨氮浓度峰值(月平均浓度超过0.2 mg/L)出现在冬季1—2月,随后浓度急剧降低,直到夏季8月份到达最低值。与水体氨氮浓度类似,水体pH也表现出冬春季高(2月平均值可达7.53)、夏秋季低(9月平均值低至7.25)。总磷浓度则表现出与氨氮不同的季节动态:水体总磷污染在9月份最严重,浓度高达0.15 mg/L;污染在冬季和春季较轻,月平均浓度不超过0.06 mg/L。电导率的最低值(月平均浓度为187.1 μS/cm)出现在夏季7月,峰值出现在冬季12月,月平均值达214.7μS/cm;高锰酸钾指数峰值(月平均浓度超过2.062 mg/L)出现在5月,随后高锰酸钾指数急剧降低,直到冬季1月份到达最低值1.628 mg/L(图5)。


图5 2015—2018年湘江水系水质季节动态   

Fig. 5 Seasonal dynamics of water qualities of Xiangjiang river system during 2015 to 2018


3 讨论

3.1国内外比较

国内外许多地区开展了水体污染治理修复工程,但是最终效果并不相同[10,17,18]。例如,1995—2019年的深圳河流域及新洲河水环境治理工程开展后,水质并未达到预期Ⅳ类,而是基本维持在Ⅴ类[19,20]。太湖入湖河流治理二期工程后,劣Ⅴ类水质主要入湖河流从9条下降至3条[21,22]。滹沱河生态建设工程计划将河水水质标准稳定在Ⅳ类,目前基本达到预期目标[23]。本研究表明,第二个“三年行动计划”开展后,湘江干流及主要支流的氨氮和总磷污染情况得到明显改善,水体溶解氧浓度增加,水体高锰酸钾指数下降,pH维持在正常范围内,且总体水质达到并稳定在地表水Ⅲ类标准,湘江流域水质情况基本达到了实施三年行动计划的预期目标。这些成效首先得益于排污口监管严格、河道管理到位、排水设施建设及时跟进等因素,其次是因为第一个“三年行动计划”治理后湘江流域水质污染尚未到达积重难返的程度[22,23]。


3.2湘江水系水体氮磷污染物来源分析

氮磷污染是第二个“三年行动计划”的主要关注目标,同时总磷和氨氮是河水重要污染物,也在以往研究中作为常用的水体质量评价指标[24,25]。本研究中,水体氨氮和磷之间尽管存在相关性,但是相关系数r仅为0.008,表明氨氮和磷污染来源的重合度小[14]。事实上大量的研究已经表明,水体氨氮和总磷常常有着不同的来源,且可以根据它们的空间分布规律和季节动态来推测水体氨氮和总磷的可能来源[26,27]。通常认为,水体中氨氮的可能来源主要有城市生活污水、工业废水和农业施肥造成的面源污染[26,28]。本研究中,氨氮浓度冬季高、夏季低,一方面与径流量冬季小、夏季大有关,另一方面夏季时氨氮容易通过挥发到空气的方式从水体中清除,说明了氨氮浓度与清除过程相关,而与农业氨氮的排放夏季峰值不符,因此水体氨氮可能主要受城镇工业和生活污染排放的影响更大[3,29]。与此同时,本研究中城镇站点的水体氨氮浓度高于乡村站点,也进一步证实了城镇工业活动对水体氨氮影响严重。其他研究也观察到与本研究相似的规律[29],例如雷沛等[1]根据径流系数和产污能力估算,认为水体中氨氮排放超过70%来源于工业。


与氨氮相反,总磷污染表现出明显的秋季(9月)峰值。根据本研究中乡村站点的水体总磷污染比城镇站点更严重这一情况,可以初步推测水体总磷主要来源于农业活动污染排放[30,31]。以往研究表明,农业活动中的农田施肥和养殖污染是磷素两个重要的潜在来源[32]。9月并非湘江流域农田施肥的主要月份,因此这个时期的总磷污染峰值,可能是由于养殖废弃物循环利用量减少和相应的排放(包括达标排放)的显著增加。


3.3 湘江水系水质改善的原因分析

本研究发现,对于“行动”期间湘江水系水质污染治理,城镇站点与乡村站点、干流与支流的贡献度并不相同。城镇站点水体污染物下降的绝对幅度大约是乡村站点的2倍。城镇站点水体污染物的快速削减成效得益于本“行动”关于城镇工作举措的大力执行,例如提高用水效率(包括工业节水和城镇节水)、强化工业污染防治、加快推进城镇生活污染治理、加强高速公路、河道、船舶和港口污染防治、加强不达标水体整治和重点区域污染综合整治等(《湖南省湘江保护和治理第二个“三年行动计划”(2016—2018年)实施方案》)。此外,尽管总磷并不是主要源于城镇排放,但是城镇工作举措的执行也使得总磷也得到了和氨氮相应的削减,这就说明降氨氮会给控磷带来协同效应[25,27]。而在乡村水体污染的治理方面,本研究表明,与城镇相比较,农村污染排放的削减一直较难,这可能与农村居住分散、污水处理设施落后等因素有关[27,32,33]。


农村水体污染物削减困难也在很大程度上解释了干流对湘江水质防治的贡献力度大于支流这一现象。与干流站点相比,支流站点更多地位于农村河流段:农村站点占支流站点总数的70.6%,明显高于干流的55.6%(表1)。由于支流站点比干流站点承接了更多的农村地区农业活动排放的氮磷污染物,且乡村农业活动氮磷污染排放的消减比城镇工业活动更为困难,因此,我们观察到支流水质提升程度不及干流。此外,以往研究发现污染物从支流汇集到干流时,浓度会因为自净和稀释而衰减,支流污染物浓度将低于干流[24,29]。然而,本研究仅在2015年观察到了支流水质优于干流,之后支流污染反而更严重,说明本“行动”期间支流携带污染物的负面效应已经超过了衰减作用[34,35]。支流带来的负面效应也与我们观测到的干流下游氨氮污染富集趋势相吻合。


本研究还发现湘江水系氨氮的削减绝对幅度高于总磷。如上所述,氨氮主要源于城镇排放,得益于本“行动”中关于城镇工作措施的大力执行,我们能观察到城镇站点的水体氨氮快速下降,从而湘江水系氨氮总体上实现了大幅度削减。而总磷污染与农村排放密切相关。与城镇相比较,农村的水质治理工作更加困难,使得湘江水系总磷浓度下降得更加缓慢。此外,尽管城镇治理措施也会协同性降低城镇来源的总磷,但是城镇排放并非湘江水系总磷的主要来源,因此城镇治理措施对于全流域的降磷效果作用不显著。由于农业源污染尤其是总磷污染将成为影响湘江水系水质改善的关键因素,因此湘江水系水质修复后续工作的重点应调整为农村降磷并协同控氮。


4 结论

1)2016—2018年期间湘江水系水质表现出时空变化:从上游到下游,干流氨氮富集、总磷则先上升后下降;支流比干流污染更严重,乡村站点比城镇站点的氨氮浓度低、总磷浓度高;氨氮冬季峰值,总磷秋季峰值。湘江水系水体氨氮可能受工业污染排放的影响更大,而总磷可能主要来源于农业活动污染排放。


2)第二个“三年行动计划”基本完成了预期目标:水体氨氮、总磷和高锰酸钾指数分别下降了32.24%、30.03%和5.80%,溶解氧增加了4.66%,水质基本上稳定在地表水Ⅲ类及以上标准。污染问题改善的主要原因可能在于干流沿岸城镇和工业污染的氮磷协同减排,其次是乡村和支流的农业源减排。


3)农业源污染尤其是总磷污染仍然有较大的改善空间,将成为影响湘江水系水质提升的关键因素。因此,后期针对湘江水系水质修复的重点应为农村降磷并协同控氮。


参考文献

[1] 雷沛, 王超, 张洪, 等. 重庆市重污染次级河流伏牛溪水污染控制与水质改善[J]. 环境工程学报, 2019, 13(1): 95-108.

[2] Shu X, Wang W B, Zhu M Y, et al. Impacts of land use and landscape pattern on water quality at multiple spatial scales in a subtropical large river[J]. Ecohydrology, 2022, 15(3): e2398.

[3] 闻欣然, 王天阳, 李凤全, 等. 金华江城区段河流水化学变化及其控制因素[J]. 地球与环境, 2018, 46(2): 146-155.

[4] 吴宸晖, 鞠茂森. 河流生态修复的国际经验及对长江大保护的启示[J]. 水资源保护, 2021, 37(3): 136-144.

[5] 刘莹, 陈新乐, 林伟刚, 等. “十二五”期间海宁市地表水环境监测及其评价[J]. 杭州师范大学学报(自然科学版), 2018, 17(5): 513-519.

[6] Li H F, Chen S, Ma T H, et al. The quantification of the influencing factors for spatial and temporal variations in surface water quality in recent ten years of the Huaihe River Basin, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2022, 29: 44490-44503.

[7] 连慧姝, 刘宏斌, 李旭东, 等. 太湖蠡河小流域水质的空间变化特征及污染物源解析[J]. 环境科学, 2017, 38(9): 3657-3665.

[8] 冯泽波, 史正涛, 苏斌, 等. 滇池主要入湖河流水化学特征及其环境意义[J]. 水生态学杂志, 2019, 40(3): 18-24.

[9] 袁浩凌, 黄思怡, 孔小亮, 等. 不同施肥模式对早稻季农田氮磷径流流失的影响[J]. 农业现代化研究, 2021, 42(4): 776-784.

[10] 娄保锋, 卓海华, 周正, 等. 近18年长江干流水质和污染物通量变化趋势分析[J]. 环境科学研究, 2020, 33(5): 1150-1162.

[11] 徐大建, 张建国, 王佩, 等. 湘江浮游植物的生态特征及其与环境因子的相关性[J]. 湖南农业大学学报(自然科学版), 2022, 48(5): 594-600.

[12] 王雨诗, 闵馨童, 王成, 等. 基于EnKF的湘江流域多源遥感土壤水分数据分析[J]. 中国水土保持科学, 2022, 20(2): 40-48.

[13] 盛维康, 侯青叶, 杨忠芳, 等. 湘江水系沉积物重金属元素分布特征及风险评价[J]. 中国环境科学, 2019, 39(5): 2230-2240.

[14] Xie Y J. Yearly changes of the sulfate-nitrate-ammonium aerosols and the relationship with their precursors from 1999 to 2016 in Beijing[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2020, 27(8): 8350-8358.

[15] 黄玥, 黄志霖, 肖文发, 等. 三峡库区长江干流入出库断面氨氮与高锰酸钾指数负荷研究[J].浙江农林大学学报, 2021, 38(6): 1221-1230.

[16] 陈毛华. 生态浮床原位修复景观水体的效果研究[J]. 安全与环境学报, 2022, 22(2): 1075-1083.

[17] Luo K, Hu X B, He Q, et al. Using multivariate techniques to assess the effects of urbanization on surface water quality: A case study in the Liangjiang New Area, China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2017, 189(4): 174.

[18] 熊鸿斌, 张斯思, 匡武, 等. 基于MIKE11模型入河水污染源处理措施的控制效能分析[J]. 环境科学学报, 2017, 37(4): 1573-1581.

[19] 仝晓辉, 汪银龙, 刘晓宁, 等. 深圳河水体污染特征分析及整治措施[J]. 中国给水排水, 2020, 36(7): 52-59.

[20] 冯明军, 崔志杰, 胡清, 等. 城市河流水环境治理工程污染物削减效果评估[J]. 环境科学与技术, 2021, 44(S1): 253-258.

[21] 张琼华, 王晓昌, 王倩, 等. 太湖西岸宜兴城市水系污染物时空分布特征[J]. 环境工程学报, 2016, 10(8): 4343-4350.

[22] 张涛, 陈求稳, 易齐涛, 等. 太湖流域上游平原河网区水质空间差异与季节变化特征[J]. 湖泊科学, 2017, 29(6): 1300-1311.

[23] 郭榕榕, 李沛, 刘华, 等. 基于生态修复理念的大型河流景观规划思考——以石家庄滹沱河生态修复工程为例[J]. 中国园林, 2021, 37(S1): 139-144.

[24] 廖荣明, 洪天求, 李如忠. 巢湖烔炀河水体氮磷营养物变化特征及成因分析[J]. 合肥工业大学学报(自然科学版), 2010, 33(10): 1553-1557.

[25] 吕学研, 程亮, 陈亚男, 等. 江苏省2006—2015年水生态环境质量变化特征分析[J]. 水资源与水工程学报, 2019, 30(5): 1-6.

[26] 李秋娟, 李仰征, 王芳, 等. 七星关区倒天河不同河段冬季水质污染状况及原因分析[J]. 贵州师范大学学报(自然科学版), 2014, 32(5): 38-41.

[27] 胡开明, 董锦云, 冯彬, 等. 河流水质时空变化特征及污染源解析研究——以斗龙港大团桥断面为例[J]. 环境科学与管理, 2021, 46(1): 37-42.

[28] 马军旗, 乐章. 中国农业面源污染的空间差异与影响因素分析[J]. 农业现代化研究, 2021, 42(6): 1137-1145.

[29] 吴敬东, 张洪江, 段淑怀, 等. 密云县蛇鱼川小流域地表水水质变化的规律[J]. 中国水土保持科学, 2012, 10(1): 46-52.

[30] 李艳利, 李艳粉, 徐宗学. 浑太河流域水环境质量综合分析与评价[J]. 水土保持研究, 2014, 21(4): 173-178.

[31] 聂瑞, 王芬, 周涛, 等. 海口湾陆源入海口污染状况及主要污染物分布特征[J]. 环境污染与防治, 2016, 38(9): 12-18.

[32] 李裕元, 李希, 孟岑, 等. 我国农村水体面源污染问题解析与综合防控技术及实施路径[J]. 农业现代化研究, 2021, 42(2): 185-197.

[33] 彭彬, 胡思源, 王铸, 等. 农村生活污水分散式处理现状与问题探讨[J]. 农业现代化研究, 2021, 42(2): 242-253.

[34] 张广萍, 周美正, 张延, 等. 安徽派河流域水污染特征及原因分析[J]. 人民长江, 2014, 45(18): 20-24.

[35] 李仰征,张群生,王芳,等.小流域不同河段冬季水质对人为活动的响应及其与底泥的关联[J].环境科学与技术, 2016, 39(9): 204-208.



相关文章
100%安全可靠
7X18小时在线支持
支付宝特邀商家
不成功全额退款