水体污染控制与治理科技重大专项2017年度项目(课题)指南

总经费高达63亿！一批国家重大科技专项2017年项目出炉日前，国家重大科技专项办公室公布了水体污染控制与治理科技重大专项2017年项目（课题）立项情况，共有来自52家单位的94个课题获得立项，这些项目在2017年-2020年将获得中央财政和配套资金近63亿元资金支持。

总投资近千亿的国家重大科技专项在中国现有的科研体系中，除了广为熟知的国家自然科学基金、国家重点研发计划等外，还包括国家重大科技项目。

国家重大科技专项是为了实现国家目标，通过核心技术突破和资源集成，在一定时限内完成的重大战略产品、关键共性技术和重大工程，是我国科技发展的重中之重。

国家科技重大专项共有16个，实施时间为2006-2020年，每个投资数百亿元。

由于国家重大科技专项项目立项经费多，实施周期长，一直也备受关注。

不过保密等原因，2017年之前各大科研单位获得国家国家重大科技专项很少公开。

水体污染控制与治理科技重大专项（简称水专项）是2006-2020年实施的十六个重大科技专项之一，旨在为中国水体污染控制与治理提供强有力的科技支撑，为中国'十一五'期间主要污染物排放总量，化学需氧量减少10%的约束性指标的实现提供科技支撑。

94个项水专项项目（课题）总经费近63亿元本次公布的水专项课题中，共有来自52家单位的94个课题获得立项，这些项目在2017年-2020年将获得中央财政和配套资金近63亿元资金支持。

从获批项目的所在单位来看，清华大学和南京大学获批项目（课题）最多，各有8个。

其中，清华大学获批总经费近6亿元，南京大学获批总经费近5.4亿元，两所高校获批项目和经费远超其他高校。

同济大学获批5项课题，总经费共3.4亿元。

浙江大学获批3项课题，总经费共3.12亿元。

南京师范大学、华北电力大学、南开大学、河海大学、北京师范大学、苏州科技大学、天津大学等高校也有斩获。

水体污染控制与治理科技重大专项2017 年立项项目经费统计和立项名单如下：。

第３３卷㊀第１１期２０２０年１１月环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓＶｏｌ.３３ꎬＮｏ.１１Ｎｏｖ.ꎬ２０２０收稿日期:２０２０￣０６￣２６㊀㊀㊀修订日期:２０２０￣０９￣２１作者简介:徐斌(１９８８￣)ꎬ男ꎬ江苏南京人ꎬ助理研究员ꎬ博士ꎬ主要从事水污染治理与生态修复㊁环境信息化技术研究ꎬｘｕｂｉｎｎｉｅｓ＠１６３.ｃｏｍ.∗责任作者ꎬ李维新(１９６６￣)ꎬ男ꎬ江苏徐州人ꎬ研究员ꎬ博士ꎬ主要从事水环境风险评估与预警研究ꎬｌｗｘ＠ｎｉｅｓ.ｏｒｇ基金项目:国家水体污染控制与治理科技重大专项(Ｎｏ.２０１７ＺＸ０７３０１００６)ꎻ江苏省自然科学基金项目(Ｎｏ.ＢＫ２０１７０１１１)ꎻ国家自然科学基金项目(Ｎｏ.５１８０８２５１)ＳｕｐｐｏｒｔｅｄｂｙＮａｔｉｏｎａｌＭａｊｏｒＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙＰｒｏｇｒａｍｆｏｒＷａｔｅｒＰｏｌｌｕｔｉｏｎＣｏｎｔｒｏｌａｎｄＴｒｅａｔｍｅｎｔꎬＣｈｉｎａ(Ｎｏ.２０１７ＺＸ０７３０１００６)ꎻＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎｏｆＪｉａｎｇｓｕＰｒｏｖｉｎｃｅｏｆＣｈｉｎａ(Ｎｏ.ＢＫ２０１７０１１１)ꎻＮａｔｉｏｎａｌＮａｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅＦｏｕｎｄａｔｉｏｎｏｆＣｈｉｎａ(Ｎｏ.５１８０８２５１)长江经济带水质目标管理平台总体设计徐㊀斌ꎬ庄㊀巍ꎬ晁建颖ꎬ何㊀斐ꎬ刘㊀庄ꎬ解宇峰ꎬ李㊀建ꎬ杜涵蓓ꎬ李维新∗生态环境部南京环境科学研究所ꎬ江苏南京㊀２１００４２摘要:为强化长江经济带资源整合与共享ꎬ集成统一规范的大数据平台ꎬ基于 十一五 十二五 国家水体污染控制与治理科技重大专项数据和模型库资源ꎬ以面向服务的架构(ＳＯＡ)和模块化设计为支撑ꎬ遵循 五横两纵四统一 的平台架构设计思路ꎬ应用大数据挖掘㊁云计算等现代信息技术ꎬ构建长江经济带水质目标管理平台.平台基于长江经济带水生态环境功能分区ꎬ兼顾不同类别水质目标管理技术的协调性㊁衔接性和适应性ꎬ对水质目标管理相关信息进行跟踪㊁模拟㊁分析和三维可视化表达ꎬ在水生态环境功能分区管理㊁数据汇交与信息共享㊁容量总量管理㊁风险评估与预警等方面实现业务化运行ꎬ实现全景式水质达标形势研判㊁一体化风险联防联控.平台已在国家长江生态环境保护修复联合研究中心进行业务化运行ꎬ将有效提升长江经济带水环境综合管理能力ꎬ同时可为其他重要流域水质目标管理提供信息化工作参考.关键词:长江经济带ꎻ水质目标管理ꎻ容量总量ꎻ风险预警中图分类号:Ｘ５２㊀㊀㊀㊀㊀文章编号:１００１￣６９２９(２０２０)１１￣２５８１￣０７文献标志码:ＡＤＯＩ:１０ １３１９８∕ｊ ｉｓｓｎ １００１￣６９２９ ２０２０ １０ ０７ＯｖｅｒａｌｌＤｅｓｉｇｎｏｆＷａｔｅｒＱｕａｌｉｔｙＴａｒｇｅｔＭａｎａｇｅｍｅｎｔＰｌａｔｆｏｒｍｏｆｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｃｏｎｏｍｉｃＢｅｌｔＸＵＢｉｎꎬＺＨＵＡＮＧＷｅｉꎬＣＨＡＯＪｉａｎｙｉｎｇꎬＨＥＦｅｉꎬＬＩＵＺｈｕａｎｇꎬＸＩＥＹｕｆｅｎｇꎬＬＩＪｉａｎꎬＤＵＨａｎｂｅｉꎬＬＩＷｅｉｘｉｎ∗ＮａｎｊｉｎｇＩｎｓｔｉｔｕｔｅｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅꎬＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＥｃｏｌｏｇｙａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌꎬＮａｎｊｉｎｇ２１００４２ꎬＣｈｉｎａＡｂｓｔｒａｃｔ:ＩｎｏｒｄｅｒｔｏｉｍｐｒｏｖｅｔｈｅｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎａｎｄｓｈａｒｉｎｇｏｆｒｅｓｏｕｒｃｅｓꎬａｕｎｉｆｉｅｄａｎｄｓｔａｎｄａｒｄｉｚｅｄｂｉｇｄａｔａｐｌａｔｆｏｒｍꎬｍｏｄｅｒｎｉｎｆｏｒｍａｔｉｖｅｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓꎬｓｕｃｈａｓｂｉｇｄａｔａｍｉｎｉｎｇａｎｄｃｌｏｕｄｃｏｍｐｕｔｉｎｇꎬｗｅｒｅａｐｐｌｉｅｄｔｏｂｕｉｌｄａｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｔａｒｇｅｔｍａｎａｇｅｍｅｎｔｐｌａｔｆｏｒｍｆｏｒｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｃｏｎｏｍｉｃＢｅｌｔ.ＤａｔａｆｒｏｍｔｈｅＭａｊｏｒＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙＰｒｏｇｒａｍｆｏｒＷａｔｅｒＰｏｌｌｕｔｉｏｎＣｏｎｔｒｏｌａｎｄＴｒｅａｔｍｅｎｔｄｕｒｉｎｇｔｈｅ１１ｔｈａｎｄ１２ｔｈＦｉｖｅＹｅａｒＰｌａｎｐｅｒｉｏｄｓｗｅｒｅａｌｓｏｕｓｅｄｔｏｐｒｏｖｉｄｅｒｅｓｏｕｒｃｅｓｆｏｒｔｈｉｓｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｔａｒｇｅｔｍａｎａｇｅｍｅｎｔｐｌａｔｆｏｒｍ.Ｉｎａｄｄｉｔｉｏｎꎬｓｅｒｖｉｃｅ￣ｏｒｉｅｎｔｅｄａｒｃｈｉｔｅｃｔｕｒｅ(ＳＯＡ)ａｎｄｍｏｄｕｌａｒｄｅｓｉｇｎｗｅｒｅｅｍｐｌｏｙｅｄｉｎｔｈｉｓｐｌａｔｆｏｒｍ.Ｔｈｅｉｄｅａｏｆ ｆｉｖｅｈｏｒｉｚｏｎｔａｌꎬｔｗｏｖｅｒｔｉｃａｌａｎｄｆｏｕｒｕｎｉｆｉｅｄ ｗａｓａｌｓｏａｐｐｌｉｅｄｉｎｔｈｉｓｐｌａｔｆｏｒｍａｒｃｈｉｔｅｃｔｕｒｅｄｅｓｉｇｎ.Ｃｏｎｓｉｄｅｒｉｎｇｔｈｅｃｏｏｒｄｉｎａｔｉｏｎꎬｃｏｈｅｓｉｏｎａｎｄａｄａｐｔａｂｉｌｉｔｙｏｆｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｙｐｅｓｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｔａｒｇｅｔｍａｎａｇｅｍｅｎｔｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓꎬｔｈｅｆｕｎｃｔｉｏｎａｌｚｏｎｉｎｇｓｔｒａｔｅｇｙｏｆｗａｔｅｒｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｗａｓａｄｏｐｔｅｄ.Ｔｈｉｓｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｍａｎａｇｅｍｅｎｔｐｌａｔｆｏｒｍｃａｎｔｒａｃｋꎬｓｉｍｕｌａｔｅꎬａｎａｌｙｚｅꎬａｎｄｔｈｒｅｅ￣ｄｉｍｅｎｓｉｏｎａｌｖｉｓｕａｌｉｚｅｔｈｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｔａｒｇｅｔｍａｎａｇｅｍｅｎｔｉｎｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｃｏｎｏｍｉｃＢｅｌｔ.Ｔｈｉｓｐｌａｔｆｏｒｍｗａｓｉｍｐｌｅｍｅｎｔｅｄｏｐｅｒａｔｉｏｎａｌｌｙｉｎｔｈｅａｒｅａｓｏｆｍａｎａｇｅｍｅｎｔｏｆｆｕｎｃｔｉｏｎａｌｚｏｎｉｎｇｏｆｗａｔｅｒｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬｄａｔａｃｏｌｌｅｃｔｉｏｎａｎｄｓｈａｒｉｎｇꎬｔｏｔａｌｃａｐａｃｉｔｙｍａｎａｇｅｍｅｎｔꎬｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔａｎｄｅａｒｌｙｗａｒｎｉｎｇ.ＴｈｅｐａｎｏｒａｍｉｃｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｓｔａｎｄａｒｄｓｉｔｕａｔｉｏｎｓｔｕｄｙａｎｄｊｕｄｇｍｅｎｔꎬｉｎｔｅｇｒａｔｅｄｒｉｓｋｐｒｅｖｅｎｔｉｏｎａｎｄｃｏｎｔｒｏｌｗｅｒｅａｌｓｏａｃｈｉｅｖｅｄꎬｗｈｉｃｈｃａｎｅｆｆｅｃｔｉｖｅｌｙｉｍｐｒｏｖｅｔｈｅｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅｍａｎａｇｅｍｅｎｔｃａｐａｃｉｔｙｏｆｗａｔｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｉｎｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｃｏｎｏｍｉｃＢｅｌｔ.ＴｈｅｐｌａｔｆｏｒｍｏｐｅｒａｔｅｄｉｎｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＣｅｎｔｅｒａｎｄｐｒｏｖｉｄｅｄａｒｅｆｅｒｅｎｃｅｆｏｒｏｔｈｅｒｉｍｐｏｒｔａｎｔｗａｔｅｒｓｈｅｄｓ.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ:ＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｃｏｎｏｍｉｃＢｅｌｔꎻｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｔａｒｇｅｔｍａｎａｇｅｍｅｎｔꎻｔｏｔａｌｃａｐａｃｉｔｙꎻｒｉｓｋｅａｒｌｙｗａｒｎｉｎｇ㊀㊀随着全球范围内水环境污染问题的日益突出ꎬ水资源稀缺进一步加剧ꎬ水污染控制受到高度重视[１￣２]ꎻ水质监管技术得到了创新和突破ꎬ取得了一定效果.重视水质监管ꎬ尤其是加强重点区域的水质监管ꎬ对于改善我国水环境质量及推进生态文明建设都将产生深远影响[３￣４].基于污染源与水环境质量间的响应㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３３卷关系ꎬ将容量总量控制和水污染控制管理目标与水质目标联系起来ꎬ是目前较为科学合理的水质目标管理技术[５￣６].近年来ꎬ我国在太湖和辽河流域等重点流域开展了针对水质目标管理的信息化建设工作ꎬ初步实现了水环境监测标准㊁排污许可管理㊁污染源监控及风险评估预警等关键技术的突破[７￣９].然而ꎬ在大区域范围内ꎬ水环境数据尚未得到系统集成[１０]ꎬ各类水环境管理手段(如流域核查㊁总量核查等)缺乏现代化信息管理与服务系统支撑[１１]ꎬ流域管理模型及参数的规范化㊁本地化不够ꎬ层级数据有待进一步共享和印证ꎬ与整体业务化运行要求尚有较大差距. 十三五 以来ꎬ中共中央㊁国务院高度重视长江经济带生态环境保护工作ꎬ多次对长江经济带生态环境保护工作做出重要指示ꎬ强调推动长江经济带发展ꎬ理念要先进ꎬ坚持生态优先㊁绿色发展ꎬ把生态环境保护摆上优先地位ꎬ涉及长江的一切经济活动都要以不破坏生态环境为前提ꎬ共抓大保护ꎬ不搞大开发.生态环境部也指出ꎬ要强化资源整合与共享ꎬ制定统一的信息管理与共享平台ꎬ集成规范统一的 大数据 ꎬ形成 大平台 大共享 大协作 ꎬ构建支撑长江 共抓大保护 的科技格局.针对上述问题及现实需求ꎬ该文以长江经济带为研究对象ꎬ充分利用 十一五 十二五 国家水体污染控制与治理科技重大专项成果数据资源ꎬ结合国内外成熟先进的大型面向互联网服务云平台的先进经验ꎬ提出 五横两纵四统一 的平台架构理念ꎬ采用面向服务的架构(ＳＯＡ)构建水质目标综合管理平台.该平台对既有管理技术成果进行规范化㊁标准化㊁集成化ꎬ建立不同任务单元的数据交换㊁共享与信息化机制ꎬ从而全面促进水环境管理技术体系的衔接与融合ꎬ以期有效提升长江经济带水环境综合管理能力.１㊀需求分析和平台总体构架１ １㊀需求分析长江经济带覆盖９省２直辖市ꎬ面积约２０５ˑ１０４ｋｍ２ꎬ横跨我国东㊁中㊁西三大区域ꎬ依托长三角城市群㊁长江中游城市群和成渝城市群ꎬ人口和生产总值占比超过全国的４０％ꎬ是我国的经济重心所在ꎬ也是我国重要的工农业基地.当前长江经济带局部重点区域面临着水资源量短缺㊁饮用水水源风险㊁湖泊富营养化等方面的压力[１２￣１５]ꎬ水质目标管理是长江经济带水环境管理的重要环节ꎬ同时«长江经济带生态环境保护规划»明确了加强跨部门㊁跨区域㊁跨流域监管与应急协调联动机制建设ꎬ建立流域突发环境事件监控预警与应急平台ꎻ针对沿江取水的城市开展水源水质生物毒性监控预警建设ꎻ建立省际间统一的危险品运输信息系统ꎻ建设长江经济带环境风险与应急大数据综合应用与工作平台等任务.提高流域水质目标管理水平ꎬ需要进一步提升水环境管理综合决策技术手段ꎻ推进向 以流域为管理单元 的管理方式转变ꎬ需要提高区域∕流域水环境风险联防联控.因此ꎬ该研究将科研与地方业务需求相结合ꎬ构建业务化运行的长江经济带水质目标管理平台.１ ２㊀平台构建目标应用大数据挖掘㊁云计算等现代信息技术ꎬ构建对长江经济带水质目标相关信息进行跟踪㊁模拟㊁结果分析和三维可视化处理的水质目标大数据综合管理平台ꎬ以长江经济带水环境综合管理的数据流为中心ꎬ通过统一开放式接口的方式ꎬ实现水质目标管理数据共享 一张图 ꎬ在水生态环境功能分区管理㊁数据汇交与信息共享㊁容量总量控制管理㊁风险评估与预警等方面实现业务化运行ꎬ能够有效规范整合平台与各子系统成果ꎬ实现全景式水质达标形势研判㊁一体化风险联防联控ꎬ有效提升长江经济带水环境综合管理能力.１ ３㊀平台总体架构该平台以面向服务架构(ＳＯＡ)和模块化设计为支撑ꎬ遵循 五横两纵四统一 的设计思路ꎬ 五横 自底向上依次为基础设施层㊁云数据中心层㊁服务层㊁应用层和表现层ꎬ各层均通过统一的服务接口为上一层提供服务ꎻ 两纵 分别为数据标准规范体系和信息安全保障体系ꎬ主要面向 五横 提供数据标准和安全保障ꎻ 四统一 即从设施㊁数据㊁服务资源的统一调度与管控㊁平台的统一搭建到门户网站的统一身份管理ꎬ最后依托统一门户网站为用户提供 一站式 服务.该平台架构(见图１)可有效提高设施资源㊁数据资源㊁平台资源的共享㊁重用㊁集成和扩展性.基础设施层采用云计算服务器ꎬ通过Ｓｐａｒｋ实现分布式并行计算ꎬ并通过ＹＡＲＮ进行集群统一的资源管理㊁调度与分配ꎬ提供海量大数据的存储与大规模运算ꎬ支撑水质目标管理平台的软硬件运行.云数据中心层搭建大数据管理平台ꎬ主要实现数据传输交换㊁管理监控㊁共享开放㊁分析挖掘等基本功能ꎬ支撑分布式计算㊁流式数据处理㊁大数据关联分析㊁趋势分析㊁空间分析等.服务层以服务的形式为水质目标管理业务化应用的开发提供支持ꎬ包括一系列服务组件的模块化集成调用.应用层由数据汇交与信息共享系统㊁水生态环境功能分区管理系统㊁容量总量控制２８５２第１１期徐㊀斌等:长江经济带水质目标管理平台总体设计㊀㊀㊀图１㊀平台总体架构Ｆｉｇ.１Ｔｈｅｏｖｅｒａｌｌｄｅｓｉｇｎｏｆｔｈｅｐｌａｔｆｏｒｍ管理系统㊁风险评估与预警系统四大系统组成ꎬ各系统独立设计ꎬ可供用户独立使用ꎬ用户可根据需要进行自主订阅.表现层即系统的展示形式ꎬ该系统设计为Ｂ∕Ｓ结构ꎬ针对不同的用户提供内网㊁外网访问门户ꎬ给予不同的用户权限.平台通过统一调度㊁统一搭建㊁统一管控㊁统一身份认证系统ꎬ从平台的基础搭建到整体资源的使用与分配情况的监控与调度㊁性能监管㊁安全监管方面全面保证系统的通用性㊁高弹性㊁扩展性㊁安全性等.数据标准规范体系是保障整个系统建设实施成功的软性因素ꎬ包括技术㊁管理等各方面的标准和规范.在整个项目建设过程中严格遵循国际㊁国家及行业相关标准规范.信息安全保障体系涉及系统各个层面的安全技术和措施ꎬ为整个系统提供鉴别㊁访问控制㊁抗抵赖和数据的机密性㊁完整性㊁可用性㊁可控性等安全服务ꎬ形成集防护㊁检测㊁响应㊁恢复于一体的安全防护体系.平台网络包括外网与内网ꎬ考虑到数据安全性ꎬ内网设计为涉密网络ꎻ外网服务器通过防火墙连接互联网ꎬ对互联网信息进行爬取过滤后ꎬ通过单向网闸单向传输到涉密网络中.涉密网络服务器包括Ｗｅｂ服务器㊁数据库服务器㊁文件服务器等ꎬ各个主机通过内网连接至内网服务器.２㊀长江经济带水质目标管理平台总体设计基于长江经济带水生态环境功能分区ꎬ兼顾不同类别水质目标管理技术的协调性㊁衔接性和适应性ꎬ应用大数据挖掘㊁云计算等现代信息技术ꎬ将水质目标管理技术模块化及数字化ꎬ建立不同类别的数据库㊁模型库和知识库ꎬ构建水生态环境功能分区管理系统㊁容量总量控制管理系统㊁风险评估与预警系统㊁数据汇交与信息共享系统ꎬ形成长江经济带水质目标管理平台.２ １㊀数据资源体系２ １ １㊀数据库资源长江经济带水质目标管理平台通过ＨＤＦＳ＋Ｈｂａｓｅ实现数据的分布式数据管理ꎬ通过Ｓｐａｒｋ实现分布式并行计算ꎬ通过ＹＡＲＮ进行集群统一的资源管理㊁调度与分配ꎬ整体上实现数据存储节点与计算节点的动态添加ꎬ同时保证计算效率与数据安全.平台通过整合多来源数据信息ꎬ依据标准化规范对数据进行汇集㊁整合㊁处理ꎬ建立结构化及非结构化数据存储模式ꎬ对各类基础地理数据㊁业务数据㊁模型数据㊁系统配置文件等进行统一㊁规范化的管理.平台集成的主要数据包括基础地理数据库㊁水环境数据库㊁知识库㊁元数据库㊁系统管理数据库等ꎬ囊括长江经济带５８个驻点城市５９３个控制单元㊁长江干流㊁３８５２㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３３卷１０５条一级支流和重点湖库㊁２８４个国控断面.基础地理数据库包括长江经济带重点区域精度为２ｍ的高清遥感影像㊁空间分辨率为３０ｍ的高精度ＤＥＭ㊁行政区划㊁道路㊁地名㊁长江干流㊁一级支流㊁重点湖库等地理信息数据ꎬ以及流域水生态环境功能分区的发展规划㊁土地利用㊁土壤构成分布㊁人口㊁经济及产业结构㊁工业总产值等社会经济资料ꎻ水环境数据库包括水环境质量数据㊁污染源数据㊁水生态环境功能分区数据㊁水文气象数据等ꎻ知识库包括专利㊁标准㊁政策法规㊁文献资源㊁科技成果㊁专家库等ꎻ元数据库描述基础地理数据㊁水环境数据㊁外部数据等的属性ꎻ系统管理数据库用于存储系统用户㊁权限㊁身份认证㊁日志等和系统运行维护有关的信息.长江经济带水质目标管理平台数据库资源实现了跨系统㊁跨数据库㊁跨业务的数据汇集及交换共享ꎬ解决了长江经济带海量㊁异构的大数据存储与管理.通过对多源采集手段获取的数据进行处理ꎬ以及有效性㊁完整性㊁一致性等方面的数据审核ꎬ保障数据符合统一标准ꎬ可被业务系统应用.经数据分析㊁处理㊁再加工后形成核心业务专题数据ꎬ然后发布到平台ꎬ最终提供长江经济带水质目标管理应用.２ １ ２㊀模型库资源模型库是将众多模型按一定的结构形式组织起来ꎬ通过模型库管理系统对各个模型进行有效地管理和使用[１６].在 十一五 十二五 国家水体污染控制与治理科技重大专项已有模型基础上进一步优化提升ꎬ根据上㊁中㊁下游不同的区域特征及水质目标管理需求ꎬ筛选适用于长江经济带复杂水系特征的水环境数学模型库[１７]ꎬ包括流域面源污染模型㊁河流水质模型㊁湖库水质模型㊁流域生态流量模型等ꎬ通过建立统一的模型库实现适用于长江经济带计算方案和计算模型的统一管理.模型库以长江流域干流和一级支流为主ꎬ对不同尺度模型进行嵌套ꎬ对污染源㊁模型边界条件进行更新ꎬ优化模型参数.２ ２㊀模块化的系统功能集成水质目标管理技术是对水污染物总量控制技术的进一步发展ꎬ强调以 分区㊁分级㊁分类㊁分期 理念为指导ꎬ是以流域水生态功能保护为核心㊁以水环境质量改善为目标㊁以容量总量控制为主线的管理技术体系[１６].长江经济带水质目标管理平台系统围绕水生态环境功能分区管理㊁容量总量控制管理㊁风险评估与预警和数据汇交与信息共享集成流域水质目标管理技术体系[１８￣２１]ꎬ通过对各管理技术的分析ꎬ以排污许可证管理为主要目标实现各技术间的有机衔接ꎬ以水生态环境功能分区技术为基础ꎬ通过容量总量控制技术确定长江流域各地区指标ꎬ以此作为排污许可证的发放标准ꎬ在排污许可证发放过程中以风险评估与预警技术作为监督ꎬ同时与水污染治理技术进行相互支撑(见图２).图２㊀长江经济带水质目标管理技术衔接关系Ｆｉｇ.２ＴｈｅｃｏｎｎｅｃｔｉｏｎｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｔａｒｇｅｔｍａｎａｇｅｍｅｎｔｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓｏｆｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｃｏｎｏｍｉｃＢｅｌｔ２ ２ １㊀水生态环境功能分区管理系统长江流域范围辽阔ꎬ地形地貌气候复杂多变ꎬ从西往东跨越我国大陆地势三级阶地和４个气候带ꎬ流域内具有高原㊁山地㊁丘陵㊁盆地㊁河谷㊁平原等各种地貌ꎻ长江上㊁中㊁下游不同的区域特征决定了不同的区域发展和生态问题.为全面反映水生态系统结构和功能的形成机制ꎬ从陆域驱动要素和水域结构功能两个方面开展分区ꎬ其中陆域驱动要素是水域生态功能的形成基础ꎬ根据陆域对水生态功能的驱动机制划分一级区和二级区ꎬ根据水域内的生态功能特征划分三级区.为更好地评估水生态环境功能分区水质的达标情况ꎬ水生态环境功能分区管理系统选取长江干流及一级支流的国控监测点位ꎬ包括国控水质断面(２８４个)㊁跨省界水质监控断面㊁重点饮用水源地取水口断面ꎬ完成了面向长江经济带５９３个控制单元水生态环境功能分区水质达标的评估工作ꎬ并基于ＧＩＳ平台实现了水生态环境功能分区的管理和查询[２２￣２３]ꎬ包括分区管理㊁分区统计㊁空间关联分析㊁水质目标管理业务流程分析等模块.２ ２ ２㊀容量总量控制管理系统容量总量控制管理是以达到控制单元的水质标准为目标ꎬ以水环境问题诊断㊁污染源评价㊁水质目标确定㊁污染源￣水质响应关系分析㊁容量总量分配㊁排污许可管理㊁治理绩效评估为核心的全过程管理.污４８５２第１１期徐㊀斌等:长江经济带水质目标管理平台总体设计㊀㊀㊀染物总量控制和减排是长江水环境污染治理的核心任务之一[２４￣２５].容量总量控制管理系统功能包括水环境数学模型构建㊁水环境数据交换㊁水环境总量核算及排污许可管理㊁系统配置管理等.在水环境数学模型构建方面ꎬ系统以氨氮㊁总磷和高锰酸盐指数为主要计算指标ꎬ并综合考虑湖泊型㊁山区水库型㊁平原河网型㊁感潮河段型等控制单元水环境特征ꎬ围绕数学模型管理㊁模型输入输出设置㊁水动力水质水生态耦合模型运行㊁模型结果后处理㊁水环境容量结果查询展示等方面开展工作ꎻ在水环境数据交换方面ꎬ系统主要集成区域环境自动在线监测数据和污染源普查数据ꎻ在水环境总量核算及排污许可管理方面ꎬ系统集成通量测算及监控体系ꎬ集成基于容量总量核算的排污许可ꎬ实现流域重点控制断面污染物通量尤其是入长江污染物通量和断面通量地准确核算ꎻ在系统配置管理方面ꎬ系统配备数据更新编辑维护工具㊁系统发布管理工具等.２ ２ ３㊀风险评估与预警系统风险预测预警技术是针对环境污染事件的风险场时空特征ꎬ集成可反映风险事件对长江经济带水质㊁水源地㊁敏感水生生物影响的水环境风险预警模型ꎬ实现水环境风险等级评价并直观展示区域风险分布.风险评估与预警系统可为水环境风险管理提供直接信息ꎬ从而为水环境风险管理提供技术支持[２６￣２９].该系统包括水环境风险评估㊁突发风险预测预警㊁累积风险态势分析㊁风险应对方案选择等ꎬ其计算核心涉及一系列水环境模型ꎬ包括累积性日常水质模型㊁突发事故应急模型㊁溢油模型㊁水环境容量计算模型等.系统整合污染事故应急处置决策功能ꎬ能够在水污染事故发生后快速预报风险事故影响范围㊁程度及发展趋势ꎬ针对风险事故的不同风险等级判别结果ꎬ响应相应的应急预案对策ꎬ生成水环境污染事故的应急处置方案ꎬ并于计算机网络发布相关信息.根据建立的相关应急预案知识库ꎬ结合专家咨询意见ꎬ为突发环境事件提供指导流程和辅助决策支持方案ꎬ并根据风险事故的发展态势和应急处置效果做出及时反馈ꎬ对辅助决策方案进行相关调整和优化.２ ２ ４㊀数据汇交与信息共享系统数据汇交与信息共享是指汇集长江经济带生态环境㊁水文㊁气象等各部门单位和驻点城市相关成果ꎬ以及流域水文㊁水质㊁生态㊁管理㊁统计等多源数据和环境模型ꎬ建立共享数据集ꎬ构建数据资源目录ꎬ建立数据交互共享机制ꎬ确定数据共享的权限划分与业务化运行规则ꎬ同时制定相关保密制度ꎬ确保数据安全.最终ꎬ以此建设数据汇交与共享系统ꎬ实现数据的分级分层共享ꎬ促进各部门信息交流共享.数据汇交与信息共享系统功能包括支撑平台三维展示㊁水质目标管理数据汇交㊁水质目标管理数据挖掘㊁水质目标管理数据共享等.在支撑平台三维展示方面ꎬ系统采用ＥＶ￣Ｇｌｏｂｅ５ ０作为三维展示平台ꎬ支持基础地理数据㊁通用ＧＩＳ数据㊁常见模型数据的加载㊁展示与显隐控制ꎬ通过对多源数据进行信息融合与集成ꎬ用三维场景真实再现长江经济带区域地理环境ꎻ在水质目标管理数据汇交方面ꎬ系统在统一集成标准和规范下ꎬ基于基础地理数据ꎬ叠加水功能分区㊁水源地分布㊁水质监控点㊁水质断面㊁监控断面㊁污染源㊁水文气象站等专题数据ꎬ从流域㊁控制单元等多视角实现区域内水质目标 一张图 展现[３０]ꎻ在水质目标管理数据挖掘方面ꎬ系统针对国家及地方管理部门对水环境风险数据的深度应用与信息共享需求ꎬ运用关联分析㊁时间序列分析等方法ꎬ完成水环境风险数据挖掘与分析ꎬ通过数据挖掘模块ꎬ可以进行地区植被变化信息㊁土地利用变化信息㊁水质变化信息地挖掘ꎻ在水质目标管理数据共享方面ꎬ系统通过对大数据库基础地理㊁水质监控等信息的抽取㊁共享㊁发布ꎬ为长江经济带驻点城市提供上下游一体的水质达标形势研判㊁风险联防联控数据支持服务.２ ３㊀讨论目前关于水质目标管理平台的研究侧重于实际突发风险的控制㊁管理与应用ꎬ鲜见针对特定流域级的业务化水质目标管理平台.笔者开展的长江经济带水质目标管理平台构建的研究ꎬ以长江经济带为研究对象ꎬ在水质目标管理信息化工作上进行了探索和应用.在 流域￣区域￣控制单元￣污染源 水环境管理层次体系下ꎬ以流域总量控制为基础ꎬ立足于控制单元ꎬ面向污染源ꎬ兼顾了行政区划和流域特点ꎬ克服了单一区域水质目标管理的局限性ꎬ为其他重要流域水质目标管理提供了信息化工作参考ꎬ可将平台框架㊁数据㊁功能等多个层面进行推广应用.平台已在国家长江生态环境保护修复联合研究中心进行业务化运行ꎬ将有效提升长江经济带水环境综合管理能力.长江经济带水质目标管理平台围绕水生态环境功能分区管理㊁容量总量控制管理㊁风险评估与预警和数据汇交与信息共享集成流域水质目标管理技术体系ꎬ是长江经济带生态环境㊁水文㊁气象等各部门数据共享机制的尝试ꎬ旨在打破数据壁垒ꎬ实现资源共５８５２㊀㊀㊀环㊀境㊀科㊀学㊀研㊀究第３３卷享.但由于各部门数据存在标准不统一㊁数据结构不一致㊁部门利益冲突等问题ꎬ平台接入的外部数据仍不够全面ꎬ对实际的业务化运行产生了一定影响ꎬ今后应继续健全数据标准体系ꎬ兼容并接入更多部门数据ꎬ使水质目标管理平台能够更好地服务于长江经济带水环境保护工作.３㊀结论ａ)基于长江经济带水生态环境功能分区ꎬ兼顾不同类别水质目标管理技术的协调性㊁衔接性和适应性ꎬ应用大数据挖掘㊁云计算等现代信息技术ꎬ对水质目标管理相关信息进行跟踪㊁模拟㊁分析和三维可视化表达ꎬ构建长江经济带水质目标管理平台.ｂ)平台构建遵循 五横两纵四统一 的设计思路ꎬ实现了设施㊁数据㊁服务资源的统一调度与管控㊁平台的统一搭建㊁门户网站的统一身份管理ꎬ最后依托统一门户网站为用户提供 一站式 服务.ｃ)长江经济带水质目标管理平台构建的研究可为其他重要流域水质目标管理提供信息化工作参考ꎬ将有效提升长江经济带水环境综合管理能力.参考文献(Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ):[１]㊀程鹏ꎬ李叙勇ꎬ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ꎬ２０１６ꎬ３９(６):１９５￣２０５.ＣＨＥＮＧＰｅｎｇꎬＬＩＸｕｙｏｎｇꎬＳＵＪｉｎｇｊｕｎ.ＳｔｕｄｙｏｎｔｈｅｋｅｙｉｓｓｕｅｓｏｆｒｉｖｅｒｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｔａｒｇｅｔｍａｎａｇｅｍｅｎｔｔｅｃｈｎｉｑｕｅｉｎＣｈｉｎａ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ(Ｃｈｉｎａ)ꎬ２０１６ꎬ３９(６):１９５￣２０５.[２]㊀ＢＥＨＭＥＬＳꎬＤＡＭＯＵＲＭꎬＬＵＤＷＩＧＲꎬｅｔａｌ.Ｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｓｔｒａｔｅｇｉｅｓ:ａｒｅｖｉｅｗａｎｄｆｕｔｕｒｅｐｅｒｓｐｅｃｔｉｖｅｓ[Ｊ].ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ２０１６ꎬ５７１:１３１２￣１３２９.[３]㊀ＷＡＮＧＹｉｎｇꎬＨＥＡＬＹＴꎬＣＨＥＮＷｅｎｒｕｉꎬｅｔａｌ.ＷａｔｅｒｒｅｓｏｕｒｃｅｃａｐａｃｉｔｙꎬｒｅｇｕｌａｔｉｏｎꎬａｎｄｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅｕｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｏｆｔｈｅＣｈａｎｇｊｉａｎｇＲｉｖｅｒＤｅｌｔａ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＣｏａｓｔａｌＲｅｓｅａｒｃｈꎬ２００４ꎬ２０:７５￣８８. [４]㊀ＷＡＮＧＱｉｎｇꎬＹＡＮＧＺｈｉｍｉｎｇ.ＩｎｄｕｓｔｒｉａｌｗａｔｅｒｐｏｌｌｕｔｉｏｎꎬｗａｔｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｔｒｅａｔｍｅｎｔꎬａｎｄｈｅａｌｔｈｒｉｓｋｓｉｎＣｈｉｎａ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎꎬ２０１６ꎬ２１８:３５８￣３６５.[５]㊀刘天石ꎬ董欣ꎬ刘雅玲ꎬ等.基于水质目标的流域排放管控模式与案例研究[Ｊ].中国环境管理ꎬ２０１９ꎬ１１(５):８２￣８７.ＬＩＵＴｉａｎｓｈｉꎬＤＯＮＧＸｉｎꎬＬＩＵＹａｌｉｎｇꎬｅｔａｌ.ＥｆｆｅｃｔｓｏｆｅｃｏｎｏｍｉｃｐｏｌｉｃｙｃｏｕｐｌｉｎｇｏｎｗａｔｅｒｒｅｓｏｕｒｃｅｍａｎａｇｅｍｅｎｔｉｎＣｈｉｎａｂａｓｅｄｏｎｔｈｅｓｉｍｕｌａｔｉｏｎｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ[Ｊ].ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭａｎａｇｅｍｅｎｔꎬ２０１９ꎬ１１(５):８２￣８７.[６]㊀王彩艳ꎬ彭虹ꎬ张万顺ꎬ等.ＴＭＤＬ技术在东湖水污染控制中的应用[Ｊ].武汉大学学报(工学版)ꎬ２００９ꎬ４２(５):６６５￣６６８.ＷＡＮＧＣａｉｙａｎꎬＰＥＮＧＨｏｎｇꎬＺＨＡＮＧＷａｎｓｈｕｎꎬｅｔａｌ.Ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｏｆｔｏｔａｌｍａｘｉｍｕｍｄａｉｌｙｌｏａｄ(ＴＭＤＬ)ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙｔｏｗａｔｅｒｐｏｌｌｕｔｉｏｎｃｏｎｔｒｏｌｆｏｒＥａｓｔＬａｋｅ[Ｊ].ＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇＪｏｕｒｎａｌｏｆＷｕｈａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬ２００９ꎬ４２(５):６６５￣６６８.[７]㊀李贵宝ꎬ周怀东ꎬ郭翔云ꎬ等.我国水环境监测存在的问题及对策[Ｊ].水利技术监督ꎬ２００５(３):５７￣６０.[８]㊀张海军.水资源保护监测存在问题及建设初探[Ｊ].水土保持应用技术ꎬ２０１６(３):４０￣４３.[９]㊀牛志春ꎬ蔡琨ꎬ张宏ꎬ等.太湖流域水生态监控系统平台构建研究[Ｊ].环境监测管理与技术ꎬ２０１８ꎬ３０(１):１￣３.ＮＩＵＺｈｉｃｈｕｎꎬＣＡＩＫｕｎꎬＺＨＡＮＧＨｏｎｇꎬｅｔａｌ.ＲｅｓｅａｒｃｈｏｎｔｈｅｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎｏｆｗａｔｅｒｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｓｙｓｔｅｍｐｌａｔｆｏｒｍｉｎＴａｉｈｕＢａｓｉｎ[Ｊ].ＴｈｅＡｄｍｉｎｉｓｔｒａｔｉｏｎａｎｄＴｅｃｈｎｉｑｕｅｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇꎬ２０１８ꎬ３０(１):１￣３.[１０]㊀刘柏音ꎬ刘孝富ꎬ王维.长江生态环境保护修复智慧决策平台构建与初步设计[Ｊ].环境科学研究ꎬ２０２０ꎬ３３(５):１２７６￣１２８３.ＬＩＵＢａｉｙｉｎꎬＬＩＵＸｉａｏｆｕꎬＷＡＮＧＷｅｉ.Ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎａｎｄｄｅｓｉｇｎｏｆｉｎｔｅｌｌｉｇｅｎｔｄｅｃｉｓｉｏｎ￣ｍａｋｉｎｇｐｌａｔｆｏｒｍｆｏｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎｏｆｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒ[Ｊ].ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓꎬ２０２０ꎬ３３(５):１２７６￣１２８３.[１１]㊀韦大明ꎬ孙运海ꎬ陈岩ꎬ等.我国水环境综合管理平台设计研究[Ｊ].中国环保产业ꎬ２０１８(１２):５４￣５６.ＷＥＩＤａｍｉｎｇꎬＳＵＮＹｕｎｈａｉꎬＣＨＥＮＹａｎꎬｅｔａｌ.ＳｔｕｄｙｏｎｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅｍａｎａｇｅｍｅｎｔｐｌａｔｆｏｒｍｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎｏｆｗａｔｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｉｎＣｈｉｎａ[Ｊ].ＣｈｉｎａＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎＩｎｄｕｓｔｒｙꎬ２０１８(１２):５４￣５６.[１２]㊀ＸＵＸｉｂａｏꎬＹＡＮＧＧｕｉｓｈａｎꎬＴＡＮＹａｎ.ＩｄｅｎｔｉｆｙｉｎｇｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｒｅｄｌｉｎｅｓｉｎＣｈｉｎａᶄｓＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｃｏｎｏｍｉｃＢｅｌｔ:ａｒｅｇｉｏｎａｌａｐｐｒｏａｃｈ[Ｊ].ＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＩｎｄｉｃｔｏｒｓꎬ２０１９ꎬ９６(１):６３５￣６４６.[１３]㊀ＬＵＯＱｉａｏｌｉｎｇꎬＬＵＯＹａｎｌｏｎｇꎬＺＨＯＵＱｉｎｇｆｅｎｇꎬｅｔａｌ.ＤｏｅｓＣｈｉｎａᶄｓＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｃｏｎｏｍｉｃＢｅｌｔｐｏｌｉｃｙｉｍｐａｃｔｏｎｌｏｃａｌｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓｅｒｖｉｃｅｓ[Ｊ].ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ２０１９ꎬ６７６:２３１￣２４１. [１４]㊀ＨＡＮＨａｎꎬＬＩＨｕｉｍｉｎꎬＺＨＡＮＧＫａｉｚｅ.Ｓｐａｔｉａｌ￣ｔｅｍｐｏｒａｌｃｏｕｐｌｉｎｇａｎａｌｙｓｉｓｏｆｔｈｅｃｏｏｒｄｉｎａｔｉｏｎｂｅｔｗｅｅｎｕｒｂａｎｉｚａｔｉｏｎａｎｄｗａｔｅｒｅｃｏｓｙｓｔｅｍｉｎｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｃｏｎｏｍｉｃＢｅｌｔ[Ｊ].ＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＲｅｓｅａｒｃｈａｎｄＰｕｂｌｉｃＨｅａｌｔｈꎬ２０１９ꎬ１６(１９):１￣１８.[１５]㊀ＧＲＩＦＦＩＴＨＳＪＡꎬＣＨＡＮＦＫＳꎬＺＨＵＦａｎｇｆａｎｇꎬｅｔａｌ.Ｒｅａｃｈ￣ｓｃａｌｅｖａｒｉａｔｉｏｎｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎａｒｅｔｉｃｕｌａｒｃａｎａｌｓｙｓｔｅｍｉｎｔｈｅｌｏｗｅｒＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＤｅｌｔａＲｅｇｉｏｎꎬＣｈｉｎａ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭａｎａｇｅｍｅｎｔꎬ２０１７ꎬ１９６:８０￣９０.[１６]㊀李艳ꎬ胡成ꎬ李法云ꎬ等.清河流域水质目标管理技术应用示范[Ｊ].环境监控与预警ꎬ２０１３ꎬ５(１):１￣６.ＬＩＹａｎꎬＨＵＣｈｅｎｇꎬＬＩＦａｙｕｎꎬｅｔａｌ.ＴｈｅａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｄｅｍｏｎｓｔｒａｔｉｏｎｏｆｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙｓｙｓｔｅｍｓｆｏｒＱｉｎｈｅＷａｔｅｒｓｈｅｄｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｔａｒｇｅｔｍａｎａｇｅｍｅｎｔ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇａｎｄＦｏｒｅｗａｒｍｉｎｇꎬ２０１３ꎬ５(１):１￣６.[１７]㊀陈善荣ꎬ何立环ꎬ林兰钰ꎬ等.近４０年来长江干流水质变化研究[Ｊ].环境科学研究ꎬ２０２０ꎬ３３(５):１１１９￣１１２８.ＣＨＥＮＳｈａｎｒｏｎｇꎬＨＥＬｉｈｕａｎꎬＬＩＮＬａｎｙｕꎬｅｔａｌ.ＣｈａｎｇｅｔｒｅｎｄｓｏｆｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎｔｈｅｍａｉｎｓｔｒｅａｍｏｆｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒｄｕｒｉｎｇｔｈｅｐａｓｔｆｏｕｒｄｅｃａｄｅｓ[Ｊ].ＲｅｓｅａｒｃｈｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓꎬ２０２０ꎬ３３(５):１１１９￣１１２８.[１８]㊀ＬＩＹｉｎｇｘｉａꎬＱＩＵＲｕｚｈｉꎬＹＡＮＧＺｈｉｆｅｎｇꎬｅｔａｌ.ＰａｒａｍｅｔｅｒｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｔｏｃａｌｃｕｌａｔｅｗａｔｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｃａｐａｃｉｔｙｉｎＺｈａｎｇｗｅｉｎａｎＣａｎａｌｓｕｂ￣ｂａｓｉｎｉｎＣｈｉｎａ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅꎬ２０１０ꎬ２２(６):９０４￣９０７.６８５２。

附件二：水体污染控制与治理科技重大专项2011年底结题课题验收工作进展情况编号 课题编号 课题名称 承担单位 负责人任务验收结果财务验收结果备注 一、已通过验收的课题清单1 2009ZX07102-004 滇池流域面源污染调查与系统控制研究及工程示范云南大学 段昌群通过 通过2 2009ZX07103-002 受农业面源污染入湖河流污染控制与生态修复技术及工程示范中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所朱昌雄通过 通过3 2009ZX07104-005 三峡水库支流水华发生原因及其控藻关键技术与工程示范中国科学院水生生物研究所胡征宇通过 通过4 2009ZX07104-006 三峡水库主要污染物总量控制方案与综合防治技术集成研究中国水利水电科学研究院陆 瑾通过 通过5 2008ZX07209-007 白洋淀流域污染负荷削减技术与工程示范 河北省环境科学研究院王靖飞通过 通过6 2009ZX07210-001 贾鲁河流域废水处理与回用关键技术研究与示范南京大学 李爱民通过 通过7 2009ZX07210-004 沙颍河流域面源污染治理关键技术研究与示范河南省环境保护科学研究院钟崇林通过 通过8 2009ZX07210-006 淮河-沙颍河水质水量联合调度改善水质关键技术研究与示范中国科学院地理科学与资源研究所夏 军通过 通过9 2009ZX07210-010 淮河流域水污染控制与治理决策支撑关键技术研究及综合管理平台构建南京大学 张幼宽通过 通过10 2009ZX07526-005 控制单元水质目标管理技术研究 中国环境科学研究院 雷 坤通过 通过9编号 课题编号 课题名称 承担单位 负责人任务验收结果财务验收结果备注11 2009ZX07529-001 水污染防治技术管理体系框架及评估方法研究北京国环清华环境工程设计研究院有限公司王凯军通过 通过二、已开展验收但尚未通过的课题清单1 2009ZX07101-009 湖滨带生态修复与缓冲区建设技术及工程示范中国环境科学研究院 叶 春通过 --资金归垫尚未批复，财务推迟验收2 2009ZX07101-011 湖泊大规模水华蓝藻去除与处理处置技术及工程示范南京东大能源环保科技有限公司吕锡武通过 限期整改已提交整改材料3 2009ZX07101-013 太湖湖体氮磷污染与蓝藻水华控制技术与工程示范中国科学院南京地理与湖泊研究所秦伯强通过 限期整改已提交整改材料4 2009ZX07103-006 改善湖泊饮用水源地水质的生态调水技术与方案研究安徽省水利水电勘测设计院朱 青第一次验收未通过-- 财务推迟验收5 2009ZX07104-001 三峡水库水环境演化与安全问题诊断研究 中国水利水电科学研究院周怀东通过 限期整改6 2009ZX07104-002 次级支流污染负荷削减技术研究与示范 重庆大学 郭劲松通过 限期整改7 2009ZX07104-003 三峡水库消落带生态保护与水环境处理关键技术研究与示范重庆市环境科学研究院杨三明通过 -- 财务推迟验收8 2009ZX07104-004 三峡水库优化调度改善水库水质的关键技术研究华北电力大学 李永平第一次验收未通过限期整改9 2009ZX07105-001 洱海全流域清水方案与社会经济发展友好模式研究华中师范大学 董利民通过 限期整改10 2009ZX07105-003 上游入湖河流净化及沿河低污染水的生态处理技术及工程示范上海交通大学 王欣泽通过 限期整改10编号 课题编号 课题名称 承担单位 负责人任务验收结果财务验收结果备注11 2009ZX07211-002 东江上游水污染系统控制技术集成研究与工程示范上海交通大学 何义亮通过 -- 财务推迟验收12 2009ZX07528-003 流域水环境预警技术研究与三峡库区示范 中国环境科学研究院 郑丙辉通过 -- 财务推迟验收三、尚未开展验收工作的课题清单1 2009ZX07101-015 流域面源生物质废弃物资源化技术及其设备化上海交大辛德环保有限公司申哲民-- --2 2009ZX07102-002 滇池北岸重污染排水区控源技术体系研究与工程示范课题云南高科环境保护科技有限公司徐晓梅-- --3 2009ZX07102-003 城市重污染河流入湖负荷削减及水环境改善技术与工程示范云南省环境科学研究院贺 彬-- --4 2009ZX07106-001 我国湖泊营养物基准和富营养化控制标准研究中国环境科学研究院 席北斗-- --任务验收材料已提交；资金归垫尚未批复5 2009ZX07106-002 典型南方城市景观湖泊水质改善与水生植被构建技术中国科学院水生生物研究所吴振斌-- --6 2009ZX07106-003 典型北方缺水城市湖泊水质水量保障与生境改善技术中国海洋大学 马启敏-- --7 2009ZX07106-004 干旱半干旱地区湖泊水环境综合治理及生态修复技术研究与示范巴音郭楞蒙古自治州博斯腾湖科学研究所任洪强-- --8 2009ZX07106-005 湖泊富营养化综合控制技术集成 中国环境科学研究院 胡小贞-- --9 2009ZX07207-001 松花江水环境特征与水污染控制总体方案研究中国环境科学研究院 王海燕-- --10 2009ZX07207-002 松花江水污染生态风险评估关键技术研究 中国科学院生态环境研刘景富-- --11编号 课题编号 课题名称 承担单位 负责人任务验收结果财务验收结果备注究中心11 2009ZX07207-008 松花江出境水质目标管理及出境河段污染控制技术强化和工程示范中国环境科学研究院 胡林林-- --12 2009ZX07207-011 松花江水环境质量管理决策支持技术平台 中国环境科学研究院 香 宝-- --13 2009ZX07208-002 辽河流域重化工业节水减排清洁生产技术集成与示范研究北京碧水源科技股份有限公司吴 强-- --已提交验收材料14 2009ZX07208-006 辽河源头区水质改善与生态修复技术及示范研究吉林省环境科学研究院陈明辉-- --15 2009ZX07208-008 辽河河口区陆源污染阻控与水质改善关键技术与示范研究中国科学院沈阳应用生态研究所郭书海-- --已提交验收材料16 2009ZX07208-010 辽河流域水质水量优化调配技术及示范研究辽宁省水利水电科学研究院李 趋-- --17 2009ZX07209-001 海河流域北运河水系水环境实时管理决策支持系统研究与示范中国科学院生态环境研究中心陈求稳-- --18 2008ZX07209-002 北运河水系水量水质联合调度关键技术与示范研究中国水利水电科学研究院毛占坡-- --已提交验收材料19 2009ZX07209-004 北运河水系中游重污染河段水质改善技术研究与示范北京市新水季环境工程有限公司朱向宏-- --20 2009ZX07209-005 北运河水系中游段生态治理关键技术与示范中国科学院生态环境研究中心魏源送-- --21 2009ZX07209-008 白洋淀草型富营养化和沼泽化逐级治理技术与工程示范中国环境科学研究院 舒俭民-- --已提交验收材料12编号 课题编号 课题名称 承担单位 负责人任务验收结果财务验收结果备注22 2008ZX07209-009 白洋淀流域生态需水保障及水生态系统综合调控技术与集成示范北京师范大学 杨志峰-- --已提交验收材料23 2009ZX07210-002 沙颍河上中游重污染行业污染治理关键技术研究与示范郑州大学 何增光-- --24 2009ZX07210-003 沙颍河下游重污染行业污染治理关键技术研究与示范安徽省环境科学研究院陈云峰-- --25 2009ZX07210-007 南水北调东线南四湖水质综合改善方案及支撑技术与示范山东省环境保护科学研究设计院慕金波-- --26 2009ZX07210-008 南四湖流域重点污染源控制及废水减排技术与工程示范山东大学 张 波-- --27 2009ZX07210-009 南四湖退化湿地生态修复及水质改善技术与工程示范华北电力大学 张化永-- --28 2009ZX07211-001 东江源头区水污染系统控制技术集成研究与工程示范环境保护部南京环境科学研究所李德波-- --29 2009ZX07211-005 东江快速发展支流区水污染系统控制技术集成研究与工程示范华南理工大学科技开发公司胡勇有-- --30 2008ZX07211-006 东江下游优化发展都市区水污染系统控制技术集成研究与工程示范山东省城建设计院 陈 峰-- --31 2009ZX07211-009 东江水系生态系统健康监测、维持技术研究与应用示范暨南大学 杨 扬-- --32 2009ZX07212-001 湘江水环境重金属污染整治关键技术研究与综合示范北京大学 倪晋仁-- --已提交验收材料13编号 课题编号 课题名称 承担单位 负责人任务验收结果财务验收结果备注33 2009ZX07212-002 渭河水污染防治专项技术研究与示范 陕西省环境科学研究设计院司全印-- --34 2009ZX07212-003 南水北调中线总干渠水质安全保障关键技术与工程示范中国地质大学 陈鸿汉-- --35 2009ZX07212-004 黄河上游灌区农田退水污染控制与湿地生态修复关键技术研究与示范中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所杨正礼-- --36 2009ZX07212-005 河流水环境综合整治技术集成 中国科学院生态环境研究中心田秉晖-- --37 2009ZX07526-006 辽河流域水生态功能分区与水质目标管理技术示范研究辽宁省环境科学研究院胡 成-- --38 2009ZX07527-001 水环境质量监测技术方法研究 中国环境监测总站 付 强-- --39 2009ZX07527-002 水污染源监测监管技术体系研究 中国环境监测总站 傅德黔-- --40 2009ZX07527-003 流域水环境监测全过程质量管理体系研究 江苏省环境监测中心 胡冠九-- --41 2009ZX07527-004 水环境监测信息集成、共享与决策支持平台研究中国环境监测总站 温香彩-- --42 2009ZX07527-005 水环境监测的新技术、新方法研发与应用示范中国科学院生态环境研究中心王子健-- --43 2009ZX07527-006 国家水环境遥感技术体系研究与示范 环境保护部卫星环境应用中心王 桥-- --44 2009ZX07527-007 水环境监测现代装备研发与技术突破 杭州聚光环保科技有限公司王 健-- --45 2009ZX07527-008 流域水环境监测网络示范工程 江苏省环境监测中心 黄 卫-- --14编号 课题编号 课题名称 承担单位 负责人任务验收结果财务验收结果备注46 2009ZX07528-001 流域水污染源风险管理技术研究 环境保护部华南环境科学研究所李开明-- --已提交验收材料47 2009ZX07528-002 流域水环境质量风险评估技术研究 中国环境科学研究院 秦延文-- -- 已提交验收材料48 2009ZX07528-004 流域水环境风险评估与预警平台构建共性技术研究北京北大软件工程发展有限公司张世琨-- --已提交验收材料49 2009ZX07528-005 太湖流域水环境风险评估和预警技术示范 环境保护部南京环境科学研究所李维新-- --已提交验收材料50 2009ZX07528-006 辽河流域水环境风险评估与预警监控平台构建技术示范辽宁省环境监测实验中心仇伟光-- --已提交验收材料51 2009ZX07529-002 东江流域（电子及半导体元器件、油漆油墨、皮革加工等轻工行业）水污染防治技术评估与示范华南理工大学 陈元彩-- --已提交验收材料52 2009ZX07529-003 太湖等流域棉纺、毛纺、化纤染整行业水污染防治技术评估研究与示范北京市环境保护科学研究院贾立敏-- --已提交验收材料53 2009ZX07529-004 炼化、化纤、氮肥等重污染化工行业水污染防治技术评估研究与示范中国石油化工股份有限公司北京化工研究院栾金义-- --已提交验收材料54 2009ZX07529-005 稀土、电解锰和黄金冶炼等典型重污染冶金行业清洁生产水污染防治技术评估研究与示范中国环境科学研究院 于秀玲-- --已提交验收材料55 2009ZX07529-006 化学合成类、发酵类及制剂类等制药行业水污染防治技术评估研究与示范河北省环境科学研究院冯海波-- --已提交验收材料56 2009ZX07529-007 水污染防治技术评估验证平台与决策支持平台建设研究中国环境科学研究院 宋乾武-- --已提交验收材料15编号 课题编号 课题名称 承担单位 负责人任务验收结果财务验收结果备注57 2009ZX07631-002 水污染控制技术经济决策支持系统研究课题环境保护部环境规划院曹 东-- --58 2009ZX07631-003 水污染防治管理政策集成与综合示范研究 环境保护部环境规划院吴舜泽-- --59 2009ZX07632-001 水环境管理体制机制改革与试点示范研究 中国科学院科技政策与管理科学研究所王 毅-- --60 2009ZX07632-002 农村水污染控制机制与政策示范研究 农业部环境保护科研监测所高尚宾-- --已提交验收材料61 2009ZX07632-003 饮用水安全管理保障机制与政策示范研究 深圳市水务（集团）有限公司杜 红-- --已提交验收材料16。

附件2：水体污染控制与治理科技重大专项“流域水生态承载力调控与污染减排管理技术研究”项目择优课题申报指南一、指南说明“水体污染控制与治理”科技重大专项是《国家中长期科学和技术发展规划纲要（2006－2020）》确定的16个重大专项之一。

水专项“流域水污染防治监控预警技术与综合示范”主题下的“流域水生态承载力调控与污染减排管理技术研究”项目“十二五”在总结“十一五”研究成果的基础上，将形成更为完善的基于流域水生态功能分区的流域水质目标管理技术方法体系，包括开展流域生态功能四级分区方法研究，制定辽河流域、太湖流域和赣江水生态功能四级分区方案；开展河流生态保护目标制定研究，建立基于分区的管理机制；开展我国松花江、海河、淮河、东江、黑河、巢湖、洱海和滇池等8个重点流域的水生态功能评估，提出重点流域三级和四级分区方案；筛选辽河、太湖流域水环境优控污染物，提出我国流域优控污染物的基准值，建立一套具有流域水生态分区差异性的我国水环境质量基准体系；建立流域容量总量控制支持模型，研究流域水生态功能区生态水量保障、容量总量控制技术，提出辽河、太湖流域和赣江流域生态水量保障、容量总量控制方案；开展面向水生态安全的流域景观评估技术，建立基于水生态功能分区约束的土地利用优化模型，提出辽河、太湖流域的土地利用优化配置方案；提出辽河、太湖和赣江流域水生态承载力调控方案、典型流域的社会经济结构与布局优化调整方案；评估水专项组织实施对国家控源减排、环境科技进步、环境经济发展及对经济、社会可持续发展的贡献；综合集成国家水污染控制与治理技术体系和管理两大体系，分类建立“重点流域污染治理与管理，水污染治理与管理共性技术、能力建设平台、环保产业化培育与发展”等综合集成数据与案例库。

“十二五”期间，通过全国水生态功能一级、二级分区方案的形成，结合共性技术与示范流域的应用经验，进一步推进流域水质目标管理技术在全国的推广应用，为全国流域水质目标管理技术应用提供技术支撑。

中国环境科学 2021,41(1)：151~160 China Environmental Science 单原子Co-C-N催化过一硫酸盐降解金橙Ⅱ徐劼1,2,王柯晴1,田丹1,吴梅1,李思佳1,鲍秀敏1,许晓毅1*(1.苏州科技大学环境科学与工程学院,江苏苏州215009；2.中钢集团天澄环保科技股份有限公司,湖北武汉 430080)摘要：采用模板蚀刻法合成单原子Co-C-N催化剂并催化过一硫酸盐(PMS)降解偶氮染料金橙(AO7).Ⅱ考察了催化剂投加量、PMS浓度、pH值和染料废水中常见的Cl-对Co-C-N/PMS体系去除AO7的影响,探讨了体系的反应机理,分析了矿化能力和催化剂重复利用性能.结果表明,在Co-C-N/PMS 体系中,反应随着催化剂投加量和PMS浓度的升高而加快,pH=3.0~9.0的范围内均能有效去除AO7.中性条件下,当Co-C-N投加量50mg/L、PMS浓度1.0mmol/L、AO7浓度0.05mmol/L时,AO7可在10min内被完全去除.非均相体系活化产生的SO4·-是降解AO7的主要活性物种,基于C基诱导PMS产生的1O2也通过非自由基体系参与了降解反应,反应主要发生在催化剂表面.Co-C-N/PMS体系对AO7具有优良的去除能力和矿化效果.相较于单独Co-C-N吸附AO7过程,Co-C-N/PMS体系在提高反应速率的同时极大提升了催化剂的重复利用性能.关键词：单原子；硫酸根自由基(SO4·-)；氧化；单线态氧(1O2)中图分类号：X703 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2021)01-0151-10Degradation of AO7 with peroxymonosulfate catalyzed by Co-C-N single atom. XU Jie1,2, WANG Ke-qing1, TIAN Dan1, WU Mei1, LI Si-jia1, BAO Xiu-min1, XU Xiao-yi1* (1.School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215000, China；2.Sinosteel Tiancheng Environmental Protection Science & Technology Co., Ltd, Wuhan 430080, China). China Environmental Science, 2021,41(1)：151~160Abstract：M onoatomic Co-C-N catalyst was synthesized by a template etching method and then was used to activate peroxymonosulfate (PMS) for degradation of decolorize azo dye orange 7 (AO7). The effects of catalyst dosage, PMS concentration, pH value of reaction medium and Cl- commonly exists in dye wastewater on the removal of AO7 in Co-C-N/PM S system were systematically evaluated. The reaction mechanism was inferred, the mineralization ability and the reuse of catalyst were investigated. Experimental results showed that Co-C-N can effectively activate PMS to degrade AO7, and the reaction rate for AO7 removal can be accelerated with an increase in Co-C-N dosage and PMS concentration. AO7 can be removed effectively in the range of pH=3.0 to 9.0. When the concentration of Co-C-N dosage、the PM S and AO7 concentration were 50mg/L、1.0mmol/L and 0.05mmol/L respectively, AO7 can be completely removed within 10min under a neutral condition. SO4·- produced by PM S activation of heterogeneous system was the main active species for the degradation of AO7, and 1O2 produced by C-induced PM S was also involved in the degradation reaction through non-free radical system. The oxidation reaction mainly occurs on the surface of the catalyst. Co-C-N/PM S system has excellent removal ability and strong mineralization effect for AO7. Compared with the single Co-C-N adsorption process of AO7, Co-C-N/PM S system not only can increases the reaction rate, but also greatly improves the recyclability of the catalyst.Key words：monoatom；sulfate radical；oxidation；singlet oxygen人工合成染料已经广泛应用于制造业等领域,其中绝大多数都为偶氮染料.偶氮染料具有生物毒性和致癌风险[1],而常见的物理吸附、化学混凝沉淀和生物好氧厌氧等处理工艺并不能有效去除偶氮染料[2-3].基于活化过一硫酸盐(PMS)进行高级氧化的技术近年来引起了人们的广泛关注.在中性条件下,SO4·-的还原电位高于羟基自由基(·OH),同时SO4·-比·OH的pH值适应范围更广[4].UV[5]、热[5]、过渡族金属离子[7]等活化PMS进行高级氧化的技术已被广泛报道.Co2+被认为是活化PMS的最佳金属催化剂之一[8],为了克服溶解态Co2+有毒、均相体系pH值适用范围窄等缺点,研究人员开发出含有Co及其氧化物的材料来对PMS进行活化[9-10].碳质材料是金属催化剂理想的载体,不含杂质金属,且比表面积较高[11],近年来通过碳制材料诱导PMS以非自由基方式降解污染物的高级氧化体系已见诸报道[12].但碳制材料负载非均相活化方式仍然存在反收稿日期：2020-05-15基金项目：国家自然科学基金资助项目(51778391);水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07201001)* 责任作者, 教授,********************.cn152 中国环境科学 41卷应速度较低的问题,如何提升催化反应速率仍值得深入探究.本文通过化学键键合将Co分散在碳质材料上,在提高催化剂的稳定性减少金属离子浸出的同时,提高催化剂的催化效率.单原子催化剂(通常称为M-C-N)因其能够最大限度地暴露具有催化活性的金属反应位点,碳氮骨架提供基于非自由反应催化途径,进而提高催化反应速度,成为催化领域的研究热点.作为催化反应活性中心的金属以原子方式分散在碳氮骨架上使单原子催化剂在许多催化反应中表现出高活性,如C-H键的选择性氧化[13]、氧还原反应[14]和硝基芳烃的加氢偶联反应[15].但单原子催化剂在高级氧化中的应用研究尚少,本文采用Co 合成单原子催化剂Co-C-N并以偶氮染料AO7为目标污染物对Co-C-N/PMS体系在降解反应中的各种影响因素和反应机理进行了探讨.研究结果可为Co-C-N/PMS体系氧化降解有机污染物的过程特性研究提供参考.1材料和方法1.1实验材料与试剂乙酸钴(Co(CH3COO)2·4H2O)、1,10-菲罗啉(C12H8N2·H2O)、无水乙醇(CH3CH2OH)和氢氧化镁(Mg(OH)2)购于上海阿拉丁生化科技股份有限公司;金橙Ⅱ(AO7)购于国药集团化学试剂有限公司;过一硫酸盐(KHSO5·0.5KHSO4·0.5K2SO4,PMS)、5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(DMPO)、4-氨基-2,2,6,6-四甲基哌啶(TEMP)购于西格玛奥德里奇中国有限公司;硫酸(H2SO4)、氢氧化钠(NaOH)、亚硝酸钠(NaNO2)、氯化钠(NaCl)、甲醇(CH3OH)、叔丁醇(C4H9OH)、苯酚(C6H5OH)、糠醇(C5H6O2)、抗坏血酸(C6H8O6)和腐殖酸(HA)均为分析纯,硝酸(HNO3)为优级纯.1.2实验方法1.2.1模板蚀刻法合成Co-C-N催化剂采用改进的模板蚀刻法合成单原子Co-C-N催化剂[15].在100mL无水乙醇中加入0.6mmol Co (CH3COO)2·4H2O,完全溶解后加入 1.8mmol C12H8N2·H2O,继续搅拌至完全溶解后进行超声.超声作用15min后继续加入5.0g M g(OH)2,再超声20min.然后将烧杯转移至油浴锅中,杯中混合物在50℃油温下磁力搅拌10h.待乙醇完全蒸发后,将干燥的固体使用研钵研磨成粉并过100目筛.粉末加入样品舟转移至气氛炉中,以2℃/min的升温速度升温至700℃后保持2.0h.冷却至室温后将产物在1.0mol/L的H2SO4中搅拌4.0h并重复2次,以完全溶解作为模板的Mg(OH)2和未稳定负载的Co.酸洗后用乙醇和DI水洗涤催化剂3次,经抽滤后将固体在60℃下真空干燥即得到Co-C-N.使用相同方法合成无金属的C-N.1.2.2 AO7去除实验 AO7去除实验在25℃室温下,于玻璃反应瓶中进行,反应液的总体积为100mL.先加入一定量的AO7和PMS,使用50mmol/L磷酸盐缓冲液、1%浓度的H2SO4和NaOH调节反应pH 值到预设值后加入Co-C-N启动反应,并在反应过程中使用酸碱微调保持设定pH值不变.在预定时间取样并使用0.20mol/L的NaNO2猝灭终止反应.迅速用0.45µm水相针式过滤器过滤,采用紫外可见光分光度计(M apuda UV 1600),于AO7最大吸收波长484nm处测定样品的吸光度,代入标准曲线计算对应浓度C,去除率P=(C0-C)/C0×100%,每组反应设置2个平行.1.2.3分析方法采用WTW inLab pH7110型pH 计测定pH值;采用ThermoFischer-ESCALAB 250Xi 型X射线光电子能谱仪(XPS)、S-4800型扫描电子显微镜(SEM)、JEOL-2100型透射电子扫描镜(TEM),Rigaku-TTRAX III型X射线粉末衍射仪(XRD)和Micromeritics-ASAP 2460比表面与孔隙度分析仪(BET)对材料进行表征;采用JEOL-FA200型电子自旋共振顺磁波谱仪(EPR)对反应过程中产生的自由基进行鉴定;采用岛津TOC-L总有机碳分析仪测定总有机碳的变化;采用Tthermofisher iCAP Qc电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)对反应过程中金属离子的渗出量进行检测.2结果与讨论2.1Co-C-N表征分析Co-C-N的SEM图像见图1,Co-C-N颗粒呈破碎多孔的胶囊状,表面具有卷曲片状结构,卷曲片表面有许多蚀刻褶皱,有利于Co-C-N比表面积的提升和钴离子的分散.Co-C-N的HR-TEM图1期 徐 劼等：单原子Co -C -N 催化过一硫酸盐降解金橙Ⅱ 153像见图2,显示出卷曲水波纹状的片状结构和空心破碎的胶囊轮廓,这与SEM 的形貌相同;更高倍率下发现颗粒外壳由4~6层石墨烯组成,这些结构特点使得Co - C -N 的比表面积达到806.71m 2/g,有利于对污染物的吸附并为降解反应提供充足的反应位点.(a) ×20000(b) ×100000图1 Co -C -N 的SEM 图 Fig.1 SEM diagram of Co -C -N图2 Co -C -N 的HR -TEM 图 Fig.2 HR -TEM diagram of Co -C -NCo -C -N 的XRD 图谱如图3,反应前仅在25°处有一个带宽较宽的峰,这对应还原态石墨烯(rGO) 002面的衍射峰,计算得层间距为0.341nm,这与HR -TEM 中展现的石墨烯层间距相同,而43°处峰高较小的衍射峰对应101峰面.Co -C -N 反应后在11°和33°处新增衍射峰,可能是反应过程中催化剂表面吸附了污染物和降解中间产物,反应后Co -C -N 的比表面积下降到590.66m 2/g 印证了这一观点.反应前后均未观察到钴金属及其氧化物的特征衍射峰,表明钴在反复的酸洗后如果仍然存在于材料上,那么这些钴是高度分散和无定形的状态[15].XPS 半定量分析表明Co 的存在约为0.33at%,这一负载与一些已报道的单原子催化剂类似[13-14].204060 80 100反应前2θ(°)反应后图3 Co -C -N 的XRD 图谱 Fig.3 XRD patterns of Co -C -Nρ(Co -C -N)=50mg/L, c (AO7)=0.05mmol/L, c (PMS)=0.50mmol/L, pH=7.00,T =25℃2.2 AO7在不同体系下的去除效果及机理154中 国 环 境 科 学 41卷0 10 2030 40 50t (min) C /C 0图4 不同体系去除AO7的效果Fig.4 Removal effect of AO7 in different Systems固定催化剂质量浓度为50mg/L,PMS 浓度为1.0mmol/L,AO7浓度为0.05mmol/L,pH=7.00的条件下,研究不同体系对AO7的去除效果,实验结果如图4.由图可知,单独的PMS 对AO7没有降解效果,常见的Co 3O 4/PMS 体系在45min 反应时间内仅能去除47.5%的AO7.当单独投加Co -C -N 时对AO7有明显的吸附作用,相同时间内可吸附57.5%的AO7,这与C -N 对AO7的吸附效果相似.45min 内C -N/PMS 体系对AO7的去除率为76.4%,而Co -C -N/PMS 体系在10min 内即可完全去除AO7,在所有的体系中效果最佳.C -N和Co -C -N 对AO7良好的吸附效果因为其比表面积大;C -N/PMS 体系中可能存在基于C 基的非自由基氧化降解[16],从而提升了对AO7的去除效果,这一猜想在后文进一步印证.而Co -C -N/ PMS 体系良好的去除效果则得益于分散负载在石墨烯表面的Co 2+活化PMS 产生强氧化性的自由基[式(1)和式(2)].由图5(a)中Co 2p 的XPS 光谱扫描可知,反应前后Co -C -N 中Co 元素化学价的变化情况.Co 2p 分别在780.2和781.8eV 处分别对应Co3+和Co 2+,在Co -C -N 催化剂使用前分别占比55.22%和44.78%,而使用后变化为48.96%和51.04%.由图5(b)中C 1s 光谱可知,在284.6,285.8和288.35eV 处分别对应碳碳键、碳氧单键和碳氧双键.反应前3种C 的含量分别为57.19%、25.68%和16.23%;而反应后变为62.68%、24.87%和12.45%,即C=O 减少而C -C 增多.Co -C -N 体系中,反应后具有催化活性的Co 2+含量较反应前上升了6.26%,可能是因为在C -N 载体上Co 3+被HSO 5-还原生成Co 2+[式(3)和式(4)][17-18],这一反应过程也是C=O 减少的原因.2+3+-54Co +HSO Co +SO +OH −⋅−→ (1) -244SO + OH SO +OH ⋅−−⋅→ (2) 3+2++55Co +HSO Co +SO H −⋅−→+ (3)2-542SO +O SO +O ⋅−⋅−→ (4)770780790 800 810结合能(eV)280284288 292 296结合能(eV)图5 反应前后Co -C -N 中Co 2p 和C 1s 的XPS 光谱 Fig.5 XPS spectra of Co 2p and C 1s in Co -C -N before andafter reactionρ(Co -C -N)=50mg/L, c (AO7)=0.05mmol/L, c (PMS)=0.50mmol/L, pH=7.00,T =25℃2.3 催化剂投加量的影响AO7浓度为0.05mmol/L,PMS 浓度为0.50mmol/L,pH=7.00时,催化剂投加量对AO7去除速度的影响结果如图6(a).当不投加PMS 时,AO7的去除仅依靠催化剂的吸附作用.Co -C -N 投加量为20,50和100mg/L 时,在60min 反应时长内,AO7的吸附去除率分别为27.5%、55%和85%;当投加150mg/L 的Co -C -N 时,可以在45min 内完全吸附AO7.1期 徐 劼等：单原子Co -C -N 催化过一硫酸盐降解金橙Ⅱ 155同时投加Co -C -N 和PMS 时,随Co -C -N 投加量的增大,AO7的去除速度明显加快.当Co -C -N 投加量为20,50,100和150mg/L 时,去除AO7的一级反应速率常数K abs 分别为0.1145,0.2231,0.4825和0.6785min -1,相比单纯吸附作用对AO7的去除速度明显加快,且反应速率的增长与催化剂投加量线性相关(R 2=0.996). 2.4 PMS 投加量的影响AO7浓度为0.05mmol/L,Co -C -N 质量浓度为50mg/L,pH=7.00时,PMS 投加量对AO7去除反应速度的影响结果如图6(b).当PMS 浓度为AO7的5,10,20和40倍时,一级反应速率常数K abs 分别为0.078,0.2295,0.4735和0.963min -1,AO7的去除速度随PMS 浓度的增大明显加快,且反应速率的增长与PMS 投加量线性相关(R 2=0.999).相较不投加PMS 的吸附体系,对AO7去除效能优势明显. 2.5 反应体系中pH 值的影响保持反应体系中AO7(0.05mmol/L)、Co -C -N (50mg/L)和PMS(0.50mmol/L)的浓度不变,分析不同pH 值对AO7的吸附与降解效果的影响,结果如图6(c).Co -C -N 对AO7的吸附作用受pH 值的影响不大,30min 内吸附率为45%~55%.在Co -C -N/PMS 体系中,酸性条件下反应速度受到轻微抑制,完全去除AO7的反应时长增加到30min.为了解释这一现象,使用质量滴定法测得Co -C -N 材料零电荷点(pH pzc )=8.21.在酸性条件下催化剂表面会携带正电荷,此时HSO 5-基团中的O -O 容易形成氢键从而携带正电,阻碍了HSO 5-与催化剂表面的接触和反应[19],从而抑制了反应进行.在pH=9.0时,PMS 会被碱活化生成单线态氧(1O 2)去除AO7[20],提升了反应速度.在不同pH 值下Co -C -N/PMS 体系对AO7的去除速度均未受到明显影响,有效克服了均相高级氧化过程对pH 值的依赖.2.6 Cl -离子和腐殖酸(HA)对反应体系的影响在实际的印染废水中往往存在大量Cl -,Cl -对硫酸根自由基高级氧化的反应过程有一定影响[21].当ρ(Co -C -N)=50mg/L,c (AO7)=0.05mmol/L,c (PMS)=0.50mmol/L,pH=7.00时,图6(d)为不同Cl-浓度对去除AO7的影响.随着溶液中Cl -浓度升高,AO7的去除速度也显著提高.这是因为HSO 5-和SO 4·-可以与Cl -反应生成具有强氧化性的HOCl [式(5)~式(10)][22-24],而HOCl 是一种优秀的偶氮染料漂白剂,对AO7具有良好的降解效果[25],从而加快AO7的去除速度.实际生产废水中含有天然有机质(NOM)也会对高级氧化过程产生影响,在反应体系中添加HA 以模拟NOM 对Co -C -N/PMS 体系的影响.由图6(e)可知,当HA 投加量为5mg/L 和20mg/L 时,完全去除AO7所需反应时长提升到30min 和45min.这主要是因为NOM 会阻碍污染物与催化剂反应位点的接触,影响其吸附与氧化的速度,并与AO7竞争反应体系中的自由基,从而延长反应时间.Co -C -N/PMS 体系在较高的HA 浓度下依旧在45min 内实现了对AO7的完全去除,具有较好的环境适应性. 2-54Cl +HSO SO +HOCl −−→ (5) -244Cl Cl +SO SO ⋅−⋅−↔+ (6)-2Cl +Cl Cl −⋅⋅→ (7)-222Cl +Cl Cl +2Cl ⋅−⋅−→ (8) -+254222Cl +HSO +H SO +Cl +H O −−→ (9)+22(aq)-Cl +H O HOCl+H +Cl → (10)0 10 20 30 40 5060C /C 0t (min)0102030 40 50 60 00.20.40.60.81.0C /C 0t (min)156中 国 环 境 科 学 41卷0 5 10 15 20 253000.2 0.4 0.6 0.81.0C /C 0t (min)0510 15 20 00.20.40.60.81.0C /C 0t (min)51015202530354045C /C 0t (min)图6 (a) 催化剂投加量 (b ) PMS 浓度 (c) pH 值 (d) Cl -浓度和(e) HA 浓度对AO7去除效果的影响Fig.6 Effect of (a) catalyst dosage (b) PMS concentration (c) initial pH and (d) Cl -concentration and (d) HA concentration on theremoval of AO72.7 Co -C -N/PMS 体系猝灭及EPR 实验为了研究Co -C -N/PMS 氧化降解AO7的机理,进行活性物种猝灭实验以鉴别体系中自由基与非自由基体系对AO7降解的贡献,结果如图7所示.甲醇(MeOH)与SO 4·-和·OH 的反应速率分别为(1.6~7.7)×107和(1.2~2.8)×109L/(mol·s),对2种自由基均能猝灭,而叔丁醇(TBA)与SO 4·-的反应速率仅为(4.0~9.1)×105L/(mol·s),远低于与·OH 的(3.8~ 7.6)×108L/(mol·s),而这2种物质几乎不与1O 2反应,故常用MeOH 和TBA 对活化PMS 进行高级氧化反应抑制效果的高低来判断溶液中的自由基种类[26].糠醇(FFA)对SO4·-与·OH 均有较高的反应速率,与1O 2的反应速率也达到1.2×108L/(mol·s),可以同时清除溶液中的自由基与1O 2.通过FFA 与MeOH 和TBA 的猝灭效果对比可以鉴定反应体系中的1O 2的贡献[27].空白对照实验中去除AO7的一级反应速率常数为0.2286min -1,当投加500mmol/L的TBA 和MeOH 时分别为0.1992和0.1086min -1,2者对反应的抑制率为12.9%和52.5%.因此在AO7的降解中·OH 的贡献率为12.9%,而SO 4·-的贡献率为39.6%.这说明在中性条件下溶液中SO 4·-为自由基体系中的主要活性物种.由于FFA 对SO 4·-的反应速率远高于MeOH,为保持2者对SO 4·-清除效果相似,选择投加1mmol/L 的FFA 进行猝灭.反应速率常数为0.0501min -1,对反应的抑制率达到78.1%,高于500mmol/L M eOH 对反应52.5%的抑制率.这说明在中性条件下溶液中存在1O 2,对去除AO7的贡献率为25.6%.1O 2氧化污染物的过程对pH 值不敏感[28],这也是Co -C -N/PMS 体系pH 值适应性好的原因之一.苯酚、TBA 和MeOH 的介电常数分别为9.78、12.47和33.0,它们的极性逐渐减小,且苯酚含有疏水性的苯基,使得苯酚更易聚集在材料表面,更适合作为非均相体系中催化剂表面自由基的清除剂[29].苯酚对活化PMS 体系中常见的SO4·-与·OH 反应速率分别达到8.8×109和6.6×109L/(mol·s) ,而在中性条件1期 徐 劼等：单原子Co -C -N 催化过一硫酸盐降解金橙Ⅱ 157下对1O 2的反应速率为3.0×106L/(mol·s)[30].投加1mmol/L 苯酚在单纯Co -C -N 吸附AO7的体系中几乎不影响吸附,但在Co -C -N/PMS 体系中对反应的抑制尤为明显,反应速率常数为0.0444min -1,抑制率为82.5%.这表明中性条件下反应主要在催化剂表面发生.抗坏血酸(AA)对反应体系中各活性物种均能进行有效还原猝灭.投加100mmol/L 的AA,AO7的去除与仅投加Co -C -N 进行吸附时一致,说明其完全抑制了体系中的氧化降解反应,但不影响Co -C -N 的吸附能力.0 10 20 30 40 50 600.2 0.4 0.6 0.81.0 t (min)C /C 0图7 活性物种猝灭实验Fig.7 Active species quenching experimentρ(Co -C -N)=50mg/L, c (AO7)=0.05mmol/L, c (PMS)=0.50mmol/L, pH=7.00,T =25℃为了验证猝灭实验的结果并探究催化剂表面自由基的种类,对Co -C -N/PMS 体系进行顺磁共振检测(EPR).使用DMPO 作为自由基捕获剂,实验结果如图8(a),图中仅观察到了DMPO -SO 4·-加合物的特征信号[31],且DMPO -SO 4·-加合物强度随反应时间的延长而增大,未观察到DMPO -·OH 可能是体系中·OH 较少,加合物信号被掩盖.使用TEMP 作为1O 2捕获剂,实验结果如图8(b),图中加入PMS 出现的特征峰是由于PMS 与TEMP 直接反应生成的TEMPO [32].在加入催化剂后会产生更加强烈的1O 2特征峰,且使用Co -C -N 时峰最高,说明Co -C -N/ PMS 体系可以产生1O 2.结合自由基猝灭实验结果,在中性条件下Co -C -N/PMS 体系降解AO7的主要活性物种是催化剂表面产生的SO 4·-,对AO7去除贡献率为39.6%;1O 2贡献率为25.6%;·OH 贡献率仅为12.9%,剩余21.9%则是吸附作用.332333334335336 337 338 339340(a)PMS+Co-C-N +DMPO 3 minPMS+Co-C-N +DMPO 10 minPMS+DMPO▲-DMPO-SO4磁场强度(G)▲▲▲▲ ▲ ▲ ▲▲▲▲▲ ▲ ▲ ▲332334336338 340 342磁场强度(G)图8 电子顺磁共振实验Fig.8 Electron paramagnetic resonance experimentρ(Co -C -N)=ρ(C -N)=50mg/L, c (PMS)=0.50mmol/L, pH=7.00, T =25℃2.8 AO7降解过程及矿化能力使用UV -vis 光谱扫描Co -C -N/PMS 体系去除AO7的过程.由图9可以发现,AO7在310,430和484nm 处有3个特征峰分别对应AO7的萘环和偶氮键发色基团[33].随着反应的进行310,430和484nm 处的特征峰均快速下降,而220和255nm 处出现了2个新的吸收峰,说明Co -C -N/PMS 体系能将AO7的偶氮键发色基团快速氧化,具有良好的脱色效果,萘环结构被破坏说明体系具有一定的矿化能力,而新出现的吸收峰为萘环结构被破坏后被继续氧化层生成的小分子中间产物.在20min 反应完全去溶液中的AO7后,至30min 时中间产物吸收峰快速增长,这说明2.7中被吸附至催化剂上的AO7会被继续氧化降解,这有利于催化剂的重复利用.为了检测Co -C -N/PMS 体系对AO7的矿化能力,进行TOC 测试.为保证AO7及降解中间产物被完全矿化所需的电子数充足,在矿化能力测试中增加PMS 的投加量158 中 国 环 境 科 学 41卷为2.0mmol/L,实验结果如表1.随着反应的进行, 60min 时TOC 由初始的8.92mg/L 下降到3.97mg/L,矿化率达到55.5%.结合光谱扫描推测AO7显色的偶氮键和萘环被氧化后生成以苯环为主体的芳香族化合物,部分中间产物能被继续降解为小分子有机物并最终矿化为CO 2和H 2O.表1 TOC 降解趋势 Table 1 TOC degradation trend项目 0min 15min 30min 60min TOC(mg/L) 8.92 7.36 6.02 3.97200 300 400 500 600吸光度波长(nm)图9 AO7降解过程UV -vis 光谱变化 Fig.9 UV -vis spectral changes for AO7degradationρ(Co -C -N)=50mg/L, c (AO7)=0.05mmol/L, c (PMS)=0.50mmol/L, pH=7.00,T =25℃2.9 Co -C -N 的重复利用性能为了考察Co -C -N 催化材料的重复利用性能,反应结束后将催化剂使用真空抽滤分离并干燥后,再次用于催化PMS 进行去除AO7的重复利用性实验,实验结果如图10(a).由图可知,在6次重复利用周期实验中,Co -C -N/PMS 体系分别可以在10,15,20, 30,45和60min 内完全去除AO7,表现了良好的重复利用性能.作为对比,在相同实验条件下不投加PMS 进行Co -C -N 的吸附重复利用性实验,结果如图10(b).不进行有机溶剂洗脱,直接重复利用的Co - C -N 对AO7的吸附能力迅速下降,第4个反应周期60min 内仅能吸附7.5%的AO7.因此,投加PMS 进行吸附氧化协同去除AO7的体系重复利用性明显优于单纯的吸附体系.催化剂重复利用性的提升对降低废水处理成本具有实际意义.Co -C -N/PMS 体系在多次使用中去除效率降低的主要原因是催化剂使用后比表面积显著下降,在1次使用后由806.71m 2/g 下降至590.66m 2/g.比表面积的下降是因为降解中间产物在催化剂中的残留,减少了AO7与催化剂接触的反应位点,从而降低了反应速度[34],从反应后XRD 图谱新增的衍射峰也有所证实.同时,XPS 光谱半定量测得1次使用后Co -C -N 中Co 的负载量由0.33at%下降至0.27at%,能够活化PMS 产生自由基的Co 含量下降也是降低AO7氧化降解反应速度的原因.0306090120150 180 210 240 270 3003303600.20.40.60.81.0C /C 0t (min)0306090 120 150 180 2102400.20.40.60.81.0C /C 0t (min)图10 材料重复利用性实验 Fig.10 Catalyst reuse experimentρ(Co -C -N)=100mg/L, c (AO7)=0.05mmol/L, pH=7.00, T =25℃, (a)c (PMS)=0.50mmol/L, (b) c (PMS)=0mmol/L由于检测到催化剂表面Co 的流失,为了验证AO7降解反应体系中均相反应的贡献,对第1次反应后的溶液使用ICP -MS 进行检测,结果显示反应后溶液中Co 离子含量为0.26mg/L.使用反应后滤液再次投加AO7和PMS,在Co -C -N/PMS 初次使用完全去除AO7的10min 反应时间内,对AO7降解率仅1期徐劼等：单原子Co-C-N催化过一硫酸盐降解金橙Ⅱ 159有8.3%.这说明Co-C-N渗漏的Co2+造成的均相体系对AO7降解贡献有限,Co-C-N/PMS由非均相体系起主导作用.3结论3.1采用模板蚀刻法制备的Co-C-N催化剂能有效催化PMS降解偶氮染料AO7,Co-C-N/PMS体系对AO7的去除速度显著优于吸附体系且6次使用后仍具有优异的催化性能.3.2在Co-C-N/PMS体系中,AO7的去除速度随催化剂和PMS投加量的增大而升高;染料废水中常见的Cl-会加速反应的进行,体系在pH=3.0~9.0的范围内均可有效去除AO7.3.3 中性条件下Co-C-N/PMS降解AO7反应主要发生在催化剂表面并由非均相体系主导.主要活性物种为SO4·-,贡献率为39.6%.1O2也参与反应且贡献率为25.6%.体系矿化能力良好,1h内AO7矿化率可达55.5%.参考文献：[1] M eriç S, Kaptan D, Tünay O. Removal of color and cod from amixture of four reactive azo dyes using fenton oxidation process [J].Environmental Letters, 2003,38(10):2241-2250.[2] Robinson T, Mcmullan G, Marchant R, et al. Remediation of dyes intextile effluent: A critical review on current treatment technologies with a proposed alternative [J]. Bioresource Technology, 2001,77(3): 247-255.[3] Forgacs E, Cserháti T, Oros G. Removal of synthetic dyes fromwastewaters: a review [J]. Environment International, 2004,30(7):953- 971.[4] Yang Q, Choi H, Chen Y, et al. Heterogeneous activation ofperoxymonosulfate by supported cobalt catalysts for the degradation of 2,4-dichlorophenol in water: The effect of support, cobalt precursor, and UV radiation [J]. Applied Catalysis B Environmental, 2008, 77(3):300-307.[5] 周骏,肖九花,方长玲,等.UV/PMS体系硝基氯酚降解动力学及机理研究 [J]. 中国环境科学, 2016,36(1):68-75.Zhou J, Xiao J H, Fang C L, et al. Degradation kinetics and mechanisms of chloronitrophenol in UV/PM S system [J]. China Environmental Science, 2016,36(1):66-73.[6] Yang S, Wang P, Yang X, et al. Degradation efficiencies of azo dyeAcid Orange 7by the interaction of heat, UV and anions with common oxidants: persulfate, peroxymonosulfate and hydrogen peroxide [J].Journal of Hazardous Materials, 2010,179(1):552-558.[7] Chen X Y, Qiao X L, Wang D G, et al. Kinetics of oxidativedecolorization and mineralization of Acid Orange 7by dark and photoassisted Co2+ catalyzed peroxymonosulfate system [J].Chemosphere, 2007,67(4):802-808.[8] Anipsitakis G P, Dionysiou D D. Radical generation by the interactionof transition metals with common oxidants [J]. Environmental Science & Technology, 2004,38(13):3705-3712.[9] Wei C, Zhang J, Zhang Y, et al. Ultrasound enhanced heterogeneousactivation of peroxymonosulfate by a Co-NiOx catalyst [J]. Water Science & Technology A: Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2017,76(6):1436-1446.[10] Chen X, Chen J, Qiao X, et al. Performance of nano-Co3O4/peroxymonosulfate system : Kinetics and mechanism study using Acid Orange 7as a model compound [J]. Applied Catalysis B Environmental, 2008,80(1):116-121.[11] Sun H Q, Tian H Y, Hardjono Y, et al. Preparation of cobalt/carbon-xerogel for heterogeneous oxidation of phenol [J]. Catalysis Today, 2016,186(1):63-68.[12] Yang Y, Banerjee G, Brudvig G W, et al. Oxidation of organiccompounds in water by unactivated peroxymonosulfate [J].Environmental Science & Technology, 2018,52(10):5911-5919.[13] Liu W G, Z L L, Liu X, et al. Discriminating Catalytically active FeNxspecies of atomically dispersed Fe-N-C catalyst for selective oxidation of the C-H bond [J]. Journal of the American Chemical Society, 2017,139(31):10790-10798.[14] Xiao M L, Zhu J B, M a L, et al. M icroporous Framework-inducedsynthesis of single-atom dispersed Fe-N-C acidic orr catalyst and its in-situ reduced Fe-N-C active site identification revealed by X-ray absorption spectroscopy [J]. ACS Catalysis, 2018,8(4):2824-2832. [15] Liu W G, Z L L, Yan W S, et al. Single-atom dispersed Co-N-Ccatalyst: structure identification and performance for hydrogenative coupling of nitroarenes [J]. Chemical Science, 2016,7(9):5758-5964. [16] Chen X, Guo H G, Zhang Y L, et al. Non-photochemical production ofsinglet oxygen via activation of persulfate by carbon nanotubes [J].Water Research, 2017,113(15):80-88.[17] Kim J, Edwards J O. A study of cobalt catalysis and coppermodification in the coupled decompositions of hydrogen peroxide and peroxomonosulfate ion [J]. Inorganica Chimica Acta, 1995,235(1): 9-13.[18] Lu S, G W, S C, et al. Heterogeneous activation of peroxymonosulfateby LaCo1-x Cu x O3 perovskites for degradation of organic pollutants [J].Journal of Hazardous Materials, 2018,353(2):401-409.[19] Zhang T, Zhu H, Croué J. Production of sulfate radical fromperoxymonosulfate induced by a magnetically separable CuFe2O4spinel in water: efficiency, stability, and mechanism [J].Environmental Science & Technology, 2013,47(6):2784-2791.[20] Qi C, Liu X, M a J, et al. Activation of peroxymonosulfate by base:Implications for the degradation of organic pollutants [J].Chemosphere, 2016,151:280-288.[21] Liu J, Zhou J, Ding Z, et al. Ultrasound irritation enhancedheterogeneous activation of peroxymonosulfate with Fe3O4 for degradation of azo dye [J]. Ultrasonics Sonochemistry, 2017,34: 953-959.[22] Gong F, Wang L, Li D, et al. An effective heterogeneous iron-basedcatalyst to activate peroxymonosulfate for organic contaminants removal [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,267:102-110.160 中国环境科学 41卷[23] Zhang W Q, Zhou S Q, Sun J L, et al. Impact of chloride ions onUV/H2O2 and UV/persulfate advanced oxidation processes [J].Environmental Science & Technology, 2018,52(13):7380-7389. [24] 张黎明,陈家斌,房聪,等.Cl-对碳纳米管/过一硫酸盐体系降解金橙G的影响 [J]. 中国环境科学, 2016,36(12):3591-3600.Zhang L M, Chen J B, Fang C, et al. Effect of chloride ions on degradation of Orange G with peroxymonosulfate activated by carbonnanotubes [J]. China Environmental Science, 2016,36(12):3591-3600. [25] Wang Z, Yuan R, Guo Y, et al. Effects of chloride ions on bleaching ofazo dyes by Co2+/oxone regent: Kinetic analysis [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,190(1):1083-1087.[26] Lindsey M E, Tarr M A. Inhibition of hydroxyl radical reaction witharomatics by dissolved natural organic matter [J]. Environmental Science & Technology, 2000,34(3):444-449.[27] Yang Z, Jin J, Yuan G, et al. Activation of peroxymonosulfate bybenzoquinone: a novel nonradical oxidation process [J].Environmental Science & Technology, 2015,49(21):12941-12950. [28] Yun E T, Lee J H, Kim J, et al. Identifying the nonradical mechanismin the peroxymonosulfate activation process: singlet oxygenation versus mediated electron transfer [J]. Environmental Science & Technology, 2018,52(12):7032-7042.[29] Zhang J, Shao X, Shi C, et al. Decolorization of acid orange 7 withperoxymonosulfate oxidation catalyzed by granular activated carbon [J]. Chemical Engineering Journal, 2013,232(10):259-265. [30] Liang H Y, Zhang Y Q, Huang S B, et al. Oxidative degradation ofp-chloroaniline by copper oxidate activated persulfate [J]. Chemical Engineering Journal, 2013,218(3):384-391.[31] Wang Y, Sun H, Ang M, et al. 3D-hierarchically structured MnO2 forcatalytic oxidation of phenol solutions by activation of peroxymonosulfate: Structure dependence and mechanism [J]. Applied Catalysis B Environmental, 2015,164:159-167.[32] Liang P, Zhang C, Duan X, et al. An insight into metal organicframework derived N-doped graphene for the oxidative degradation of persistent contaminants: formation mechanism and generation of singlet oxygen from peroxymonosulfate [J]. Environmental ence: Nano, 2017,4(2):315-324.[33] Wang K, Zhang J, Lou L, et al. UV or visible light inducedphotodegradation of AO7on TiO2 particles: the influence of inorganic anions [J]. Journal of Photochemistry & Photobiology A Chemistry, 2004,165(30):201-207.[34] 王柯晴,徐劼,沈芷璇,等. LaCoO3钙钛矿活化过一硫酸盐降解萘普生 [J]. 化工学报, 2020,71(3):1326-1334.Wang K Q, Xu J, Shen Z X, et al. Degradation of naproxen by peroxymonosulfate activated with LaCoO3 [J]. CIESC Journal, 2020,71(3):1326-1334.作者简介：徐劼(1995-),男,湖北武汉人,苏州科技大学硕士研究生,主要研究方向为污水处理与回用技术.发表论文4篇.《中国环境科学》获评“2014中国最具国际影响力学术期刊”2014年12月,中国环境科学学会主办的《中国环境科学》被评为“2014中国最具国际影响力学术期刊”.“中国最具国际影响力学术期刊”是《中国学术期刊(光盘版)》电子杂志社有限公司、清华大学图书馆、中国学术国际评价研究中心对我国5600余种中外文学术期刊，根据总被引频次、影响因子、被引半衰期等计算出的国际影响力综合评价指标CI进行排序,遴选出的排名前5%的期刊.获评“中国最具国际影响力学术期刊”的科技类期刊共175种.自2012年开始此项评选以来，《中国环境科学》已连续3年获此殊荣.《中国环境科学》编辑部。

中国环境科学 2021,41(3)：1109~1118 China Environmental Science 典型工业废水中全氟化合物处理技术研究进展张春晖1*,刘育1,唐佳伟1,王文倩1,唐元晖1,许斌2,邓建军2,贾广如2,王健2,魏巍2,杨林浩2(1.中国矿业大学(北京)化学与环境工程学院,北京 100083；2.邯郸钢铁集团有限责任公司,河北邯郸 056015)摘要：通过分析镀铬、农药、纺织等行业对PFCs的应用及排放情况,总结了各类工业废水的特点及分布,综述了近年来国内外研究学者针对半导体废水、镀铬废水等实际工业废水中PFCs去除技术的研究进展,分析了吸附法、高级氧化法等处理技术应用于实际废水中的机理及利弊,以期为今后PFCs 实际废水处理研究发展提供了理论基础.关键词：全氟类化合物；工业废水；吸附；高级氧化技术中图分类号：X703 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2021)03-1109-10Progress of research on treatment technology of perfluorinated compounds in typical industrial wastewater. ZHANG Chun-hui1*, LIU Yu1, TANG Jia-wei1, WANG Wen-qian1, TANG Yuan-hui1, XU Bin2, DENG Jian-jun2, JIA Guang-ru2, WANG Jian2, WEI Wei2, YANG Lin-hao2 (1.School of Chemical & Environmental Engineering,China University of Mining and Technology (Beijing), Beijing 100083, China；2.HBIS Group Hansteel Co., Ltd, Handan, Hebei Handan 056015, China). China Environmental Science, 2021,41(3)：1109~1118Abstract：This paper firstly analyzes the application and discharge of PFCs in the industries of chromium plating, pesticide, textile, et al., and then summarizes the characteristics and distribution of various industrial wastewater. Subsequently, the research progress of P FCs removal technology in practical industrial wastewater including chromium plating wastewater and semiconductor wastewater was reviewed. Mechanism, advantages and disadvantages of various technologies including adsorption and advanced oxidation in practical wastewater treatment are analyzed. This work provides theoretical basis and suggestions for the future development of PFCs wastewater treatment.Key words：perfluorinated compounds；industrial wastewater；adsorption；advanced oxidation technology全氟化合物(PFCs)是一类氟原子取代碳氢化合物中全部氢原子的有机化合物.C-F键的高键能(484kJ/ mol)使得PFCs具有良好的疏水疏油性能以及极高的化学稳定性,以至于其在高温、强光、生物降解等作用下不易被降解,因此被广泛用于纺织、皮革、涂料、化工、食品包装等领域[1-2].全球流通的商用全氟类化合物种类高达2060种,其中全氟辛烷磺酸盐(PFOS)与全氟辛酸(PFOA)及其盐类是多种PFCs转化的最终产物,在环境中最为常见,因此受到研究学者的广泛关注[3-4].PFCs结构稳定且可生化性差的特点导致其可在全球范围环境中持久存在,造成大范围环境污染.日本、美国、中国等多个国家地表水、饮用水中均检测到了不同浓度全氟化合物的存在[5-8].PFCs伴随饮用水、地表水及其他介质进入生物体中,并随着食物链的传递在生物体内富集至较高浓度,对人体的生殖、免疫等系统健康造成严重威胁.2009年5月斯德哥尔摩公约缔约方大会将PFOS及其盐类、全氟辛基磺酰氟列入《斯德哥尔摩公约》,因此寻找控制并去除环境中全氟化合物的技术成为当前学者研究热点.国内外对水中PFCs去除方法的研究已非常详尽,吸附法、膜分离法、光催化降解以及电化学法为主要去除方法[9-10].童锡臻等[9]利用改性后的活性炭对实验室配水中PFCs进行吸附,结果表明微孔比表面积增大的改性活性炭,吸附能力增强,去除PFCs效果良好;PMIA中空纤维纳滤膜对水中PFOS去除率可高达99%[11];卓琼芳等[12]分别利用11种阳极材料对水中PFOA进行电化学氧化降解,发现当阳极材料为掺硼金刚石(BDD)时,去除率高达98%;除此之外,二氧化钛在光催化条件下对低浓度PFOA也有良好的降解效果,而Ag、Pd等贵金属的掺杂可进一步提高TiO2的光催化降解效率[13].收稿日期：2020-07-08基金项目：国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07402001);国家重点研发计划(2018YFC0406400)* 责任作者, 教授,********************1110 中国环境科学 41卷PFCs去除方法的研究为治理环境中全氟污染物提供了理论基础,相关中英文文献高达500篇,然而以上大部分去除方法研究中所用水样为实验室配水,但目前环境中全氟类化合物主要来源为镀铬、化工、农药、皮革纺织等工业废水及生活污水,水质复杂,以实验室配水作为研究对象代表性不强,无法准确反映实际废水中全氟类污染物的去除效能,与实际应用结果有较大出入,因此将具有良好去除率的处理方法应用于实际环境样品,从而探究PFCs去除效果成为当前研究热点.本文通过介绍镀铬、农药、皮革废水等典型全氟化合物工业废水的来源、分布以及水质特点,总结了近年来针对实际废水中PFCs各种去除技术的机理、适用条件以及优缺点,分析了未来发展方向,以期为今后相关研究提供参考.1 PFCs工业废水来源、分布及特点PFOS因其具有良好的表面活性以及化学稳定性而被广泛用于镀铬行业、消防泡沫以及磺胺类农药的合成,我国PFOS年生产能力约为100t[14].镀铬行业中PFOS常被用作铬雾抑制剂,具有代表性的主要为全氟醚基磺酸钾(F-53)、全氟辛基磺酸钾(FC-80)、全氟辛基磺酸四乙基胺(FC-248)[15-16].镀铬过程中加入少量铬雾抑制剂形成致密泡沫层防止含铬氧化物溢出达到抑雾效果,减少铬的排放与原料损失,但其会随着最终产品出槽而被带出[16].我国镀铬行业每年向水中排放PFOS约3.6kg,远低于欧盟国家[17].其中,江苏、广州、浙江等沿海城市镀铬行业较发达,企业密集,废水带来的PFOS污染较严重.氟虫胺是一种防治蚂蚁和其他爬行昆虫的原料为PFOS的有机氟杀虫剂,每年约有4~8t PFOS用于生产氟虫胺[18].农药生产过程中会产生原料废水,其中含有大量全氟化合物,除此之外,农药杀虫剂等作用于农田后会残留大量全氟类化合物,伴随降雨等行为进入水体中产生农药废水,从而对环境造成不良影响.根据调查可知,我国全氟类农药生产主要集中在江苏、江西等地,农药废水污染也多聚集于这些地方.PFOS可提高水成泡沫的性能阻止油类等燃料的再燃,故常用于生产消防泡沫灭火剂.统计发现, 2001~2008年中国消防行业累计使用PFOS约131t,生产PFOS类泡沫灭火剂约24224t[19].2008年我国用于消防灭火的PFOS约6.15~8.61t,集中分布于广东、黑龙江等石油化工产业密集的省份[20].C—F键的极高键能使得PFCs具有良好的表面活性、热稳定性和疏水疏油性能,因此皮革、纺织等行业常利用全氟类化合物增加皮革制品以及纺织制品的舒适性以及防水性能[21].除此之外,PFOS还作为表面防污处理剂广泛用于造纸生产企业;不粘锅涂层、食品包装等也常用到PFCs,工业废水来源广泛,具体种类、特点及分布如表1所示.表1典型全氟化合物工业废水种类、特点及分布Table 1Types, characteristics and distribution of typical perfluorinated industrial wastewater产业名称主要PFCs种类废水特点主要分布城市镀铬废水 PFOS、F-53B pH值低,呈酸性,Cr浓度较高江苏、广州、浙江农药废水 PFOS生化性差,含盐量高[22]江苏、江西消防泡沫废水 PFOS / 广东、黑龙江皮革废水 PFOA、PFOS、PFOSA[9]铬含量高,pH值为8~10,氯化物,磷酸盐浓度高[23]江苏、浙江、福建、广东纺织废水 PPFCAs碱性高、pH值变化大[24]广东、浙江、江苏2典型工业废水中PFCs去除技术2.1吸附法吸附是将某种吸附剂加入到污水中,对污染物进行选择性吸附进而将污染物与水体进行分离达到去除污染物目的的一种污水处理技术[25].除常见吸附材料活性炭外,离子树脂、沸石、针铁矿、碳纳米管等都被证实可去除纯水配水中的全氟化合物[26-29].活性炭比表面积大,成本低廉,官能团较少,是目前最常用的去除全氟化合物的吸附剂[30].Du等[31]发现利用商用椰子基活性炭(CAC)通过氢氧化钾(KOH)一步活化过程制备的颗粒活性炭(R-CAC)对3期张春晖等：典型工业废水中全氟化合物处理技术研究进展 1111 镀铬废水中全氟化合物具有良好的去除效果,吸附性能最优时,PFOS、F-53B、TOC去除率分别为64%、78%、45%.R-CAC孔隙大,疏水基团较多,相比于CAC有明显优势,有利于对污染物的吸附,但废水中有机物会与PFOS竞争吸附点位,影响R-CAC对PFOS的吸附性能(图1).实际废水处理应用中应调整KOH/C与活化温度使得R-CAC吸附性能最优并预处理消除实际废水中有机物对吸附性能的影响.ABAPFOS分子有机物分子图1 镀铬废水中有机物与PFOS竞争吸附点位机理Fig.1 Competitive adsorption mechanism of organics and PFOS in chromium plating wastewaterA:静电作用、B:疏水作用表2不同吸附方法对实际废水中全氟化合物去除的研究Table 2 Removal of perfluorinated compounds from wastewater by different adsorption methods废水来源废水特点初始浓度吸附材料吸附条件去除率(%) 参考文献镀铬废水PFOS、F53B浓度较高;PAM等无机离子含量较高,同时存在部分有机物PFOS:44.1 µg/L R-CAC吸附时间:34h吸附剂用量:10mg/LPFOS:62F53B:79 [31]镀铬废水PFOS、F-53B浓度高,有较低浓度的六价铬/IRA67型阴离子交换树脂吸附剂用量:10mg/LPFOS:47.8F-53B:37.6[33]垃圾渗滤液 COD浓度较高,含有多种PFCs COD Cr:483.2mg/LPFH x A:1435ng/LPFHpA:423ng/LPFOA:2683ng/LPFNA:221ng/LPFDoA:53ng/L煤基粉状磁性活性炭(MAC)吸附剂用量:8g/150mL吸附时间:2hPFHxA:83.2PFHpA:78.5PFOA:89.6PFNA:79.5PFDoA:72.8[36]竹源活性炭(BAC)吸附剂用量:1.9g/L吸附时间:48hpH:4.0PFHxA:92PFHpA:96PFOA:96.6全氟辛烷磺酰氟(PFOSF)洗涤废水PFHxA、PFHpA、PFOA的浓度较高,TOC浓度较高,SO42-、Mg2+、Na+、Ca2+的浓度较高PFH x A:0.10mmol/LPFHpA:0.11mmol/LPFOA:0.29mmol/LTOC:63.2mg/LIRA67型阴离子交换树脂吸附剂用量:1.5g/L吸附时间:48hpH:4.0PFHxA:90PFHpA:95PFOA:95.5[34]1/19-MF-VT吸附剂用量:150mg/LPFOS:98PAC吸附剂用量:250mg/LPFOS:38水成膜泡沫灭火液(AFFF)废水PFOS浓度高,TOC含量较多,pH偏中性PFOS:22.5mg/LTOC:2234mg/LpH = 6.4IRA67型阴离子交换树脂吸附剂用量:250mg/LPFOS:50[35]活性炭(AC)吸附剂用量:0.8g/L吸附时间:4hCOD:70.5PFOS:67PFOA:68.2涂覆有ZnO的活性炭(ZnO/AC)黑暗环境;吸附剂用量:0.8g/L吸附时间:4hCOD:76.8PFOS:76PFOA:75污水处理厂污水COD含量高,含多种PFCs,PFOA、PFOS浓度相对较高,COD:92±2.8mg/LPFOS:175ng/LPFOA:166ng/L涂覆有ZnO的活性炭(ZnO/AC)光照环境;吸附剂用量:0.8g/L吸附时间:4hCOD:86.5PFOS:82.1PFOA:86.5[37]除活性炭外,离子交换树脂也常用于去除废水中PFCs.离子交换树脂主要是由树脂骨架以及离子1112 中国环境科学 41卷活性基团构成,离子活性基团包括固定基团以及交换基团,交换基团在一定条件下可变为自由基团,与水溶液中具有相同电性的离子进行交换,将其从水溶液中去除[32].Gao等[33]发现IRA67型阴离子交换树脂对电镀工业园区中的镀铬废水中PFOS及F-53B的去除率可达到48%和39%,但废水溶液中存在的硫酸根等其他无机离子会在处理过程中与PFOS和F-53B形成竞争关系,竞争离子交换点位,降低处理效率.此外,Du等[34]利用IRA67分别对实验室配水以及全氟辛基磺酰氟(PFOSF)企业洗涤废水中PFCAs进行吸附去除,发现实际废水中Na2SO4的二价阴离子与PFCAs在吸附过程中也形成了竞争关系,降低了去除效率;但废水中存在的高浓度盐促进了PFCAs胶束的形成,与Na2SO4的竞争作用相抵消,故整体去除效率与实验室配水相差不大.与非离子交换树脂(XAD4、XAD7HP)、煤基活性炭(CAC)相比,BAC、IRA67对废水中PFOA去除率较高,其中IRA67对实际废水中PFOA去除率可达90%,循环利用率高.实际废水中存在的其他离子对吸附剂吸附PFCs具有抑制作用,故寻找制备具有选择性吸附作用的吸附材料成为当前研究热点.杜子文[35]将磁性氟化蛭石(1/19-MF-VT)吸附剂用于处理水成膜泡沫灭火液(AFFF)废水,结果表明Fe3O4的嵌入使吸附剂表面变为亲水性,分散于水中为PFOS提供更多的吸附点位.相同条件下其对AFFF废水中PFOS去除率远高于离子交换树脂和粉末活性炭,且废水中其他有机物质对磁性氟化蛭石的吸附性能影响较小,对PFOS有较好的选择性.吸附法去除效率高、成本低、工艺简单,吸附动力学符合拟二级动力学,与实验室配水水样实验结果一致,适用于处理镀铬废水以及氟化企业洗涤废水,但实际废水中存在硫酸根等多种离子以及其他有机物分子(NOM)会与目标全氟污染物竞争吸附剂上的吸附点位,降低污染物去除率.各种吸附材料对实际废水的处理效果及条件如表2所示,通过比较不同吸附材料对不同实际废水处理研究,发现众多吸附剂中离子交换树脂IRA67因对PFOS选择性较强,受废水中其它离子影响较小,在实际废水中吸附效果较好,故离子交换树脂IRA67作为吸附剂处理实际工业废水具有可行性,而研究制备选择性良好的吸附剂成为吸附法处理实际废水中PFCs的关键.2.2膜分离法膜分离技术是利用液体中不同粒径混合物通过特殊膜的能力不同,将混合物选择性分离的技术[38].特殊膜孔径不同,可选择分离的物质也不同,常见用于分离全氟类化合物的膜包括纳滤膜(NF)和反渗透膜(RO).纳滤膜成本低,水通量高,可有效分离出分子量为200~2000的有机物等,NF 270,NF 200,DK和DL 四种纳滤膜均可有效去除水溶液中全氟表面活性剂[39-40].王钦等[41]利用NAS-4010型膜在最优条件下对生产聚四氟乙烯过程中产生的全氟辛酸铵(APFO)废水进行二级纳滤处理(图2).整个过程APFO总去除率高达97%,最终透过液中APFO浓度达到国家一级排放标准,可直接排放,而浓缩液经过进一步处理后可回收用于生产聚四氟乙烯,整个处理过程成本低,效率高,可回收生产原料,经济效益高,可应用于实际工程处理中.相比纳滤法,反渗透膜由于其膜孔径较小,表面致密,具有更好去除效果.反渗透膜耗能低,工艺简单,可截留溶解盐离子及部分有机物,对自来水中全氟化合物去除效果良好[42-43].Tang等[44]利用反渗透膜这一特性对半导体工业废水进行处理,发现几种不同反渗透膜对废水中PFOS截留率均达到99%,同时废水中异丙醇对膜通量有一定影响,故利用反渗透膜处理半导体工业废水实际应用中应根据目标污染物浓度选择相应反渗透膜,同时预处理消除异丙醇的影响.图2 二级纳滤处理低浓度全氟辛酸铵废水工艺流程[46] Fig.2 Treatment of low concentration ammonium perfluorooctanoate wastewater by two stage nanofiltration1:废水存储池 2:泵 3:过滤单元 4:微滤装置 5:一级纳滤装置 6:一级纳滤透过液存储池 7:二级纳滤装置 8:一、二级纳滤浓缩液存储池9:二级纳滤透过液存储池3期张春晖等：典型工业废水中全氟化合物处理技术研究进展 1113单独使用膜处理工艺处理PFCs废水存在二次污染问题,且能耗较大,工艺流程复杂,所以越来越多研究学者将膜处理技术与其他处理方法联合,达到净化废水的目的.南碎飞等[45]将纳滤与泡沫分离技术结合处理聚四氟乙烯生产过程中产生的全氟辛酸铵废水.预处理的废液进入泡沫分离塔,分离后的稀液进入膜分离装置进行纳滤,总去除率高达91%;而分离出的泡沫消泡后可回收利用.整个处理流程能耗小、效率高,可用于实际废水处理.Tsai等[46]利用电微滤装置对台湾一家电子/光电制造厂废水进行处理,电微滤过程中的电场作用可以改变微滤膜通量,而膜电位产生的电泳引力、静电斥力以及液体动力共同作用于PFOS和PFOA,使其从废水中分离.除此之外,工业废水中溶解性有机物(DOM)的存在会影响膜通量,降低全氟化合物去除率.膜分离法本质是利用物理方法对水中全氟化合物进行处理,并未对污染物结构造成影响,在净化废水同时还可回收利用原料,但膜分离方法在实际应用中易造成膜污染导致处理效率降低,故可与其它处理方法联合对工业废水进行处理.除此之外,实际工业废水成分复杂,其中溶解性有机物由于粒径原因可能影响膜通量,从而降低全氟化合物去除率,在实际应用时应预处理降低其它有机物的影响. 2.3高级氧化法高级氧化工艺即通过光照、超声、电解、添加催化剂等一系列手段使溶液中产生强氧化性自由基•OH,与溶液中全氟化合物反应从而将其去除,常见高级氧化工艺包括直接光解、光催化氧化、电化学氧化、超声降解等[42,47]电化学氧化法即在高电流密度下,使全氟化合物在阳极上直接或间接氧化从而得以去除的方法,由于其无二次污染、能效高,已被广泛用于废水处理,常用电极材料包括硼掺杂的石墨烯(BDD)、PbO2、TiO2等[48-49].本课题组[50]曾分别利用铝、不锈钢、钛和涂覆有纳米氧化锌的钛作为阳极构造电化学体系对北京市密云污水处理厂污水中全氟化合物进行去除,结果表明纳米氧化锌提高了电化学反应器对废水中全氟化合物降解效率,成为四种阳极材料中最优材料,部分全氟类化合物去除率可达60%及以上.Schaefer等[51]研究了Ti/RuO2作为电化学反应器阳极对含AFFFs消防基地地下水处理的效果,处理过程中PFOS与PFOA降解符合一级动力学,当电流密度为10mA/cm2时,通电9h,地下水中PFOS、PFOA去除率均达到90%以上,大部分PFOS、PFOA转化为挥发性气体被回收.除此之外,BDD作为阳极分别处理地下水、污水处理厂废水、垃圾渗滤液均有良好效果,对水样中PFOS、PFOA去除率均高于70%,对于废水中TOC 去除也有一定效果,但是该种方法能耗较高[52-54].尽管实际废水水质复杂,但以上各个研究表明,电化学氧化法可彻底去除废水中某种PFCs,处理效率高,去除过程均遵循一级动力学,与之前实验室配水研究结果一致,但能耗较高.表3不同高级氧化法对实际废水中全氟化合物的去除效率Table 3 Removal efficiency of perfluorinated compounds in wastewater by different advanced oxidation processes处理方法废水来源废水水质去除效率(%) 参考文献电化学氧化(纳米氧化锌电极) 污水处理厂污水 PFCs种类多,TOC等含量较低部分PFCs达60 [50] 电化学氧化(Ti/RuO 2作阳极) 含AFFFs消防基地地下水硫酸盐浓度高,包含多种PFCs PFOA、PFOS均达到90 [51]电化学氧化(Ti4O7作阳极) 离子交换树脂再生废液 TOC/氯化物含量高PFOS:100PFOA:100[59]地下水 TOC含量低,中性 PFOA:90 [52]工业废水污水处理厂 PFCs种类多,含量高,中性PFHpA:90;PFH x A:99PFPeA:97;PFBA:75[53]电化学氧化(BDD作阳极)垃圾渗滤液 COD/氨氮/氯离子含量高,PFOA:80PFOS:75[54]UV/PS光催化氧化污水处理厂 / PFOS:50[55]臭氧氧化半导体工业废水 / PFOA:92PFOS:100[56]超声氧化填埋场地下水含有少量有机化合物,中性PFOS:90 [58] 注:“/”为未获得相关数据.光化学氧化即在紫外光或可见光的照射下对有机物进行降解,多数情况下会添加光催化剂促使1114 中国环境科学 41卷反应发生,常见催化剂包括H2O2、过硫酸盐等.Qian 等[55]利用紫外线/过硫酸盐(UV/PS)去除消毒后污水处理厂废水中的PFOA,去除率约为67%;对比发现氯离子含量较少的地表水中PFOA去除效率约为80%,且反应时间较短.考虑到氯离子对光降解效率的影响,利用该方法处理实际废水时应对水中氯离子进行预处理消除影响.臭氧氧化是通过O3与水体中有机污染物直接或间接反应去除污染物的过程,臭氧分解过程中会产生•OH,促进反应进程.Lin等[56]对半导体废水进行臭氧预处理后将废液pH值调至11,确保臭氧充分分解为羟基自由基,从而促进典型全氟类化合物的降解去除.研究发现,处理6h后,PFOA去除率达到92%而PFOS被完全去除,pH值也由11降为6左右,变为中性,能耗较低,去除率高,应用潜力大.超声辐射水溶液使得超声波在水中传播形成气泡,气泡压缩时内部温度迅速升高使得水热解产生•OH与O、H原子,从而导致PFCs降解,反应环境要求低,降解迅速[42,57].Cheng等[58]对超声降解填埋场地下水中全氟化合物进行了研究,水样中存在的挥发性有机化合物导致液面温度降低,抑制了全氟物质的分解,故与超纯水配水相比,填埋场地下水中PFOS降解速率与效率均较低.高级氧化法的本质都是通过溶液中羟基自由基促进全氟污染物降解,研究表明电化学氧化、臭氧氧化、光催化氧化均可促进实际废水中羟基自由基的生成,从而去除各类工业废水中全氟类化合物,但由于实际废水成分复杂,各种高级氧化法去除机理不同,不同高级氧化工艺在处理实际废水过程中都受到水中其他有机物或无机离子不同程度的影响,对实际废水的处理效果也有所区别(图3),表三列举了近年来相关高级氧化技术处理实际废水的研究,其中电化学处理受水中其他物质影响较小,光催化氧化由于催化剂的存在受其他有机物影响较大,除此之外臭氧氧化法对处理环境要求较高,但去除率高.尽管实际废水与实验室配水在水质方面具有非常大的区别,但研究发现实际废水处理中也符合一级动力学.实际应用高级氧化法去除废水中全氟化合物时,应根据水中离子、有机物的种类对去除率的影响选择合适的方法.污水处理厂含FFFs地下水地下水半导体工业废水地表水20406080100PFOA去除率(%)废水来源图3 各种高级氧化法最优条件下对不同类型废水中PFOA去除率对比[51-52, 55-56, 58]Fig.3 Comparison of removal rate of PFOA in different types of wastewater under the optimal conditions of variousadvanced oxidation methods2.4生物处理法生物处理工艺并不能将水中PFCs降解去除,其浓度降低主要依靠活性污泥对其吸附作用.在实际污水处理中,生物处理工艺的活性污泥对废水中全氟化合物具有一定去除效果.王凯等[60]研究了辽宁4个不同污水处理厂不同处理工艺对全氟化合物的去除效果,结果表明,4个污水处理场中PFCs去除主要依靠活性污泥的吸附作用,与具体微生物处理工艺形式无太大关联,其中短链全氟化合物去除率最高可达85%,而长链去除率仅为10%以下.范庆等[61]通过对北京三个污水处理厂中各流程进出水中全氟化合物含量进行测定,分析得知全氟戊酸(PFPA)、全氟丁酸(PFBA)、全氟己烷磺酸(PFH x S)三类短链物质因生物降解性较差,在经过二级处理后由于活性污泥的吸附浓度有轻微降低.以上研究表明生物处理法可将部分长链全氟化合物降解为短链化合物,但并不能完全去除,实际废水中PFCs去除主要依靠污泥吸附作用.2.5其他去除技术除了常见氧化法去除全氟化合物,利用水合电子对PFOA的还原作用也可使C-F键断裂,从而将其去除.在紫外线照射下,碘化钾光解产生水合电子,促使PFOA还原脱氟,Qu等[62]研究了通过向溶液中添加碘化钾光还原去除其中全氟化合物并将该方法用于去除江苏省特氟龙生产厂生产废水中的3期张春晖等：典型工业废水中全氟化合物处理技术研究进展 1115PFOA.结果发现,照射12h后,废水中约96%的PFOA 被有效去除,其他全氟化合物去除效率也均在38.3~ 62.0%之间,具有低能耗、高去除率等优点.F-53B作为铬雾抑制剂大量存在于镀铬废水中,具有抗氧化性,Bao等[63]发现紫外线/亚硫酸盐(UV/Sulfite)还原法可完全去除镀铬废水中的F-53B,但由于废水中其他物质的干扰,速率低于超纯水配水.在实际处理全氟化合物废水过程中,除单独使用各种工艺外,许多学者及工厂将多种工艺联合使用,提升处理效率,降低能耗.黄俊[64]对哈尔滨市某污水处理厂各处理工艺过程全氟化合物的含量进行测定.该污水处理厂主要包括混凝沉淀、生物降解等过程,研究发现经过初沉池、二沉池后,污水中的PFOA浓度分别降低约20%和30%,而PFOS浓度降低约45%和10%;A/O工艺中的厌氧段对PFOA和PFOS降解率分别为13%与4%,BAF工艺对PFOA与PFOS的去除率分别为33%与12%.由此可知在污水厂整个处理工艺流程中,相比初沉池以及二沉池对全氟化合物的去除率,生物降解工艺对其降解效果微乎其微,不能作为PFCs主要处理手段,但将生物降解工艺与混凝沉淀结合可有效提升PFCs的去除率.2.6典型工业废水中PFCs去除效率对比表4列举了几类主要废水以及最优去除方法,生物处理工艺作为工业废水主要处理技术对全氟化合物有一定去除效果,但由于全氟化合物性质稳定不易被降解,故生物法处理含PFCs废水主要依靠活性污泥对其的吸附作用,去除效率低;而吸附法作为PFCs去除技术研究中出现频率最高的方法操作简便,去除效率高,应用范围广,能耗低,但水质复杂的实际废水中的多种物质会干扰吸附材料对PFCs的去除,与其竞争吸附点位,随着研究深入,各种吸附材料层出不穷,但寻找选择性高、再生性能好、吸附稳定的吸附材料仍是当前研究热点;膜分离法根据全氟化合物的不同粒径选择不同膜对其进行去除,操作简便能耗低,但废水中有机物的存在会影响膜通量,降低去除效率,除此之外膜污染也是该方法的缺点之一;电化学氧化、光化学氧化、超声辐射等高级氧化法均能对实际废水中PFCs进行去除,去除效果可观,但部分方法受实际废水水质影响大,操作能耗较高,实际应用推广仍有较大困难.不同类型PFCs废水由于水质不同适用处理方法也不同,但表4结果表明,吸附法与膜分离技术作为较常用水处理技术成本低,去除效率高,可作为去除实际废水中PFCs的主要方法,但吸附剂性能以及膜分离性能会受到水质不同程度影响,故对实际废水进行预处理以及研究开发选择性强的吸附剂成为当前吸附法与膜分离技术处理实际废水中PFCs的关键;除此之外,将吸附法,膜分离技术与其他技术结合减轻废水中其他物质的干扰,也是去除废水中PFCs的可行性方法.表4典型工业废水中PFCs最优去除技术Table 4 Optimal removal technology of PFCs in typical industrial wastewater废水类型水质特点去除方法去除效果优点缺点镀铬废水PFOS、F53B浓度高、各种有机、无机离子含量较高吸附法(R-CAC)PFOS、F-53B去除率均50%以上能耗低,成本低去除能力受废水中其他离子影响较大垃圾渗滤液有机物含量高、PFCs种类多吸附法(MAC)多种PFCs去除率均70%以上能耗低,操作简便去除效率受其他离子影响全氟辛酸铵(APFO)废水 APFO浓度较低,pH偏高纳滤法 97%以上工艺简单、节能、回收率高长期运行会出现膜污染现象水成膜泡沫灭火液(AFFF)废水\ 吸附法(1/19-MF-VT)PFOS去除率98%对PFOS吸附选择性好,能耗低\半导体工业废水PFOS浓度较高同时含有异丙醇反渗透法 90%以上效率高、无二次污染、能耗低受异丙醇影响较大,需预处理注:“\”表示未获得相关数据.3结语全氟化合物作为良好的表面活性剂因其疏水疏油的特点在工业上应用日益广泛,随之带来的环境问题也日益严重不可忽视.当前关于处理含PFCs 实际废水的研究主要涉及吸附、离子交换、膜分离。

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梁溪河水系地表水水质特征及其主要影响因素分析严勇１，２，王晓睿３，许玲玲１，２，陆凯１，２，汪锋１，２∗㊀（１．无锡市生态环境监测监控中心，江苏无锡２１４１２２；２．江苏省智能环境治理实验基地无锡子基地，江苏无锡２１４１２５；３．江南大学环境与土木学院，江苏无锡２１４１２２）摘要㊀为综合分析无锡梁溪河水系地表水水质特征，监测了２０２０ ２０２２年梁溪河鸿桥和蠡桥２个断面水质变化，并结合梅梁湾２０２１ ２０２２年调水水质变化和梁溪河太湖入湖口与到京杭运河交界处河段８个支浜２０２１年６ １２月的水质情况，综合探究梅梁湾调水和梁溪河支浜水质变化对主河道断面水质的影响㊂结果表明，梁溪河水系地表水水质逐步提升，其ＤＯ㊁ＣＯＤ㊁高锰酸盐㊁氨氮和总磷指标均满足地表水三类水标准㊂夏季高温会加速水系好氧过程，引起ＤＯ含量降低，进一步导致水系ＣＯＤ㊁高锰酸盐㊁氨氮和总磷含量的增加，是影响梁溪河水质的重要因素之一㊂夏季梅梁湾调水氨氮和总磷含量较高，结合Ｃａｎｏｃｏ５相关性分析发现，其对梁溪河氨氮和总磷含量的贡献较大㊂而三节桥浜的ＣＯＤ含量较高，其支浜水流的汇入是引起梁溪河有机污染物含量较高的因素之一㊂建议从夏季梁溪河水质维稳㊁梅梁湾调水管控和主要入河河道水质的治理三方面综合提升梁溪河水体水质㊂关键词㊀梁溪河；地表水水质；调水；支浜；相关性分析中图分类号㊀Ｘ１４３㊀㊀文献标识码㊀Ａ㊀㊀文章编号㊀０５１７－６６１１（２０２３）２４－００６２－０７ｄｏｉ：１０．３９６９／ｊ．ｉｓｓｎ．０５１７－６６１１．２０２３．２４．０１４㊀㊀㊀㊀㊀开放科学（资源服务）标识码（ＯＳＩＤ）：ＡｎａｌｙｓｉｓｏｎＱｕａｌｉｔｙＣｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓａｎｄＭａｉｎＩｎｆｌｕｅｎｃｉｎｇＦａｃｔｏｒｓｏｆＳｕｒｆａｃｅＷａｔｅｒｉｎＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒＳｙｓｔｅｍＹＡＮＹｏｎｇ１，２，ＷＡＮＧＸｉａｏ⁃ｒｕｉ３，ＸＵＬｉｎｇ⁃ｌｉｎｇ１，２ｅｔａｌ㊀（１．ＷｕｘｉＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇＣｅｎｔｅｒ，Ｗｕｘｉ，Ｊｉａｎｇｓｕ２１４１２２；２．ＷｕｘｉＳｕｂｂａｓｅｏｆＪｉａｎｇｓｕＰｒｏｖｉｎｃｅＩｎｔｅｌｌｉｇｅｎｔＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＧｏｖｅｒｎａｎｃｅＥｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌＢａｓｅ，Ｗｕｘｉ，Ｊｉａｎｇｓｕ２１４１２５；３．ＳｃｈｏｏｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌａｎｄＣｉｖｉｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＪｉａｎｇｎａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｗｕｘｉ，Ｊｉａｎｇｓｕ２１４１２２）Ａｂｓｔｒａｃｔ㊀ＩｎｏｒｄｅｒｔｏｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅｌｙａｎａｌｙｚｅｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｔｈｅＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒｉｎＷｕｘｉ．ＴｈｉｓｓｔｕｄｙｍｏｎｉｔｏｒｅｄｔｈｅｃｈａｎｇｅｓｉｎｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎｔｈｅＨｏｎｇｑｉａｏａｎｄＬｉｑｉａｏｓｅｃｔｉｏｎｓｏｆｔｈｅＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒｆｒｏｍ２０２０ｔｏ２０２２．ＣｏｍｂｉｎｅｄｗｉｔｈｔｈｅｃｈａｎｇｅｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎＭｅｉｌｉａｎｇＢａｙｆｒｏｍ２０２１ｔｏ２０２２ａｎｄｔｈｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｏｆｅｉｇｈｔｔｒｉｂｕｔａｒｉｅｓａｔｔｈｅｅｎｔｒａｎｃｅｏｆＴａｉｈｕＬａｋｅｏｆＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒａｎｄｔｈｅｊｕｎｃｔｉｏｎｏｆｔｈｅＢｅｉｊｉｎｇ－ＨａｎｇｚｈｏｕＣａｎａｌｆｒｏｍＳｅｐｔｅｍｂｅｒｔｏＤｅｃｅｍｂｅｒ２０２１．ＴｈｉｓｓｔｕｄｙｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅｌｙｅｘｐｌｏｒｅｄｔｈｅｉｎｆｌｕｅｎｃｅｏｆｗａｔｅｒｄｉｖｅｒｓｉｏｎｉｎＭｅｉｌ⁃ｉａｎｇＢａｙａｎｄｔｈｅｃｈａｎｇｅｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒｏｎｔｈｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｏｆｔｈｅｍａｉｎｒｉｖｅｒｓｅｃｔｉｏｎ．Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｅｄｔｈａｔｔｈｅｓｕｒｆａｃｅｗａ⁃ｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｏｆｔｈｅＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒｓｙｓｔｅｍｈａｓｇｒａｄｕａｌｌｙｉｍｐｒｏｖｅｄ，ａｎｄｉｔｓｉｎｄｅｘｅｓｏｆＤＯ，ＣＯＤ，ｐｅｒｍａｎｇａｎａｔｅ，ａｍｍｏｎｉａｎｉｔｒｏｇｅｎ，ａｎｄｔｏｔａｌｐｈｏｓ⁃ｐｈｏｒｕｓａｌｌｍｅｅｔｔｈｅｔｈｒｅｅｋｉｎｄｓｏｆｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｓｔａｎｄａｒｄｓ．Ｈｉｇｈｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｓｉｎｓｕｍｍｅｒｗｉｌｌａｃｃｅｌｅｒａｔｅｔｈｅａｅｒｏｂｉｃｐｒｏｃｅｓｓｏｆｔｈｅｗａｔｅｒｓｙｓｔｅｍ，ｃａｕｓｅｔｈｅｄｅｃｒｅａｓｅｏｆＤＯｃｏｎｔｅｎｔ，ａｎｄｆｕｒｔｈｅｒｌｅａｄｔｏｔｈｅｉｎｃｒｅａｓｅｏｆＣＯＤ，ｐｅｒｍａｎｇａｎａｔｅ，ａｍｍｏｎｉａｎｉｔｒｏｇｅｎ，ａｎｄｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｔｈｅｗａｔｅｒｓｙｓｔｅｍ，ｗｈｉｃｈｉｓｏｎｅｏｆｔｈｅｉｍｐｏｒｔａｎｔｆａｃｔｏｒｓａｆｆｅｃｔｉｎｇｔｈｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｏｆＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒ．ＴｈｅｃｏｎｔｅｎｔｓｏｆａｍｍｏｎｉａｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎＭｅｉｌｉａｎｇＢａｙａｒｅｈｉｇｈｅｒｉｎｓｕｍｍｅｒ．ＣｏｍｂｉｎｅｄｗｉｔｈｔｈｅＣａｎｏｃｏ５ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓ，ｉｔｍａｋｅｓａｇｒｅａｔｃｏｎｔｒｉｂｕｔｉｏｎｔｏｔｈｅｃｏｎｔｅｎｔｏｆａｍｍｏｎｉａｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｉｎｔｈｅＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒ．Ｈｏｗｅｖｅｒ，ｔｈｅｃｏｎｔｅｎｔｏｆＣＯＤｉｎＳａｎｊｉｅｑｉａｏｂａｎｇｉｓｈｉｇｈｅｒ，ａｎｄｔｈｅｃｏｎｆｌｕｅｎｃｅｏｆｉｔｓｂｒａｎｃｈｗａｔｅｒｆｌｏｗｉｓｏｎｅｏｆｔｈｅｆａｃｔｏｒｓｌｅａｄｉｎｇｔｏｔｈｅｈｉｇｈｃｏｎｔｅｎｔｏｆｏｒｇａｎｉｃｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎｔｈｅＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒ．ＩｔｉｓｓｕｇｇｅｓｔｅｄｔｈａｔｔｈｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｏｆＬｉ⁃ａｎｇｘｉＲｉｖｅｒｓｈｏｕｌｄｂｅｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅｌｙｉｍｐｒｏｖｅｄｆｒｏｍｔｈｒｅｅａｓｐｅｃｔｓ：ｔｈｅｓｔａｂｉｌｉｔｙｏｆＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎｓｕｍｍｅｒ，ｔｈｅｃｏｎｔｒｏｌｏｆｗａｔｅｒｄｉｖｅｒｓｉｏｎｉｎＭｅｉｌｉａｎｇＢａｙ，ａｎｄｔｈｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｍａｉｎｒｉｖｅｒｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ㊀ＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒ；Ｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙ；Ｗａｔｅｒｄｉｖｅｒｓｉｏｎ；Ｔｒｉｂｕｔａｒｙ；Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓ基金项目㊀国家水体污染控制与治理科技重大专项（２０１７ＺＸ０７２０４００１－０２）㊂作者简介㊀严勇（１９８２ ），男，江苏无锡人，助理工程师，从事环境信息化和水㊁大气生态环境污染研究㊂∗通信作者，高级工程师，从事环境质量管理和评价研究㊂收稿日期㊀２０２３－０１－０９；修回日期㊀２０２３－０９－２８㊀㊀梁溪河位于太湖东北部，全长约５５００ｍ，沟通城区水系㊁京杭大运河㊁蠡湖和太湖，是无锡重要的天然水体纽带［１］㊂自污染防治攻坚战政策实施以来，无锡市政府对太湖流域水环境的综合管理力度逐年增强［２］㊂其中，梁溪河作为太湖东北部最主要的入湖河流，其入湖水质对太湖水污染的治理至关重要㊂调水是治理湖泊河流污染的有效举措，不仅可以加快河道水体流动㊁缩短水体换水周期，而且能对河道内污染物起到稀释作用㊂近年来，无锡政府选择从梅梁湾调水至梁溪河，进一步优化城区河道水质，改善河道黑臭现象㊂然而，每年夏季太湖蓝藻水华爆发会导致大量氮㊁磷等污染物质进入梅梁湾，进而间接降低调水水质，这在一定程度上可能会导致梁溪河外源污染的汇入㊁加重夏季河道的富营养化㊂梁溪河流域内支浜众多，其与主河道水系之间的关系接近于毛细血管与动脉血管㊂通常情况下，这些支浜会在一定程度上影响梁溪河的水质，但由于支浜较小难以引起重视，其产生的污染易被忽略㊂随着城市经济发展和人口迁移，梁溪河及支浜沿岸分布有工业㊁灌溉㊁市政㊁城市生活等多个污染源㊂其中一些分散在支浜附近的小企业由于规模小㊁较隐蔽㊁排污少等特点，常常得不到有效监管，导致个别污染源处于 失控 的状态㊂同时，由于支浜往往仅一头进水，较差的水体流动性导致支浜自身修复能力变弱，伴随沿岸污染的持续输入使得水体不仅产生黑臭等现象，还致使污染物沉降于河底，造成严重的内源性污染，最终影响梁溪河水质［３］㊂该研究通过监测２０２０ ２０２２年无锡市梁溪河上鸿桥和蠡桥２个断面水质变化，综合评估梁溪河水系地表水水质特征㊂进一步结合梅梁湾２０２１ ２０２２年调水水质变化和梁溪河太湖入湖口与到京杭运河交界处河段８个支浜２０２１年６ １２月的水质情况，综合探究梅梁湾调水和梁溪河支浜水质变化对主河道断面水质的影响，进而提出与梅梁湾调水和各支浜污染情况相匹配的针对性整治意见，为梁溪河河道管控和太湖水污染治理提供理论支持与参考㊂㊀㊀㊀安徽农业科学，Ｊ．ＡｎｈｕｉＡｇｒｉｃ．Ｓｃｉ．２０２３，５１（２４）：６２－６８１㊀材料与方法梁溪河监测断面位于蠡桥和鸿桥，为国考断面㊂调水水流监测点位于梁溪河与梅梁湾交界处；各监测支浜分布于梁溪河两侧，自东向西分别为镇山潭㊁三节桥浜㊁小渲河㊁泰康浜㊁蒋巷浜㊁唐巷浜㊁吴大成浜和骂蠡港㊂各支浜名称㊁监测点位置㊁坐标分别如图１和表１所示㊂图１㊀监测点位置Ｆｉｇ．１㊀Ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｐｏｉｎｔｌｏｃａｔｉｏｎｆｉｇｕｒｅ㊀㊀２０２０年１月至２０２２年１２月，对２个国考断面进行了为期３年的水质监测，每月采样１次，采样地点为河面中间位置，水面之下０．５ｍ处的水样㊂对所采集样品的溶解氧（ＤＯ）㊁高锰酸盐指数㊁氨氮（ＮＨ３－Ｎ）㊁化学需氧量（ＣＯＤ）㊁总磷（ＴＰ）５个指标分析检测㊂ＤＯ在样品采集之后，用便携式溶解氧仪进行现场测定㊂其余４项指标在取样测定溶解氧后，冷藏保运，待运输回实验室后测定㊂ＣＯＤ采用重铬酸钾法（ＨＪ８２８ ２０１７）进行测定［４］；高锰酸盐指数采用氧化还原滴定法进行指标物浓度检测［５］；ＮＨ３－Ｎ采用纳氏试剂法（ＨＪ５３５ ２００９）进行测定［６］；ＴＰ采用钼酸铵分光光度法（ＧＢ１１８９３ ８９）进行测定［７］㊂为研究梅梁湾调水对梁溪河水质影响，２０２１年１月至２０２２年１２月对梅梁湾调水进行了为期２年的水质监测，具体采样指标和方法与断面监测一致㊂为研究梁溪河与相通各支浜污染的相关性，２０２１年６ １２月，对各支浜进行了为期６个月的水质监测，具体采样指标和方法与断面监测一致㊂试验数据使用Ｃａｎｏｃｏ５进行分析整理及分析，使用Ｏｒｉｇｉｎ２０１８进行图表制作㊂表１㊀监测点位置、坐标统计Ｔｂａｌｅ１㊀Ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｐｏｉｎｔｌｏｃａｔｉｏｎａｎｄｃｏｏｒｄｉｎａｔｅｓｔａｔｉｓｔｉｃｓ序号Ｎｏ．河道名称Ｒｉｖｅｒｎａｍｅ监测点名称Ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｐｏｉｎｔｎａｍｅ监测点坐标Ｃｏｏｒｄｉｎａｔｅｓｏｆｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｐｏｉｎｔｓ１梁溪河－断面蠡桥１２０ʎ１７ᶄ２ᵡ，３１ʎ３３ᶄ５ᵡ２梁溪河－断面鸿桥１２０ʎ２８ᶄ４ᵡ，３１ʎ５３ᶄ９ᵡ３梅梁湾梅梁湾１２０ʎ２９ᶄ４ᵡ，３１ʎ４３ᶄ４ᵡ４镇山潭杨巷新村２４３号１２０ʎ１３ᶄ２６ᵡ，３１ʎ３３ᶄ２ᵡ５三节桥浜金色江南三期南侧１２０ʎ１３ᶄ５０ᵡ，３１ʎ３２ᶄ５４ᵡ６小渲河蠡园中心小学１２０ʎ１４ᶄ２０ᵡ，３１ʎ３２ᶄ３７ᵡ７泰康浜蠡溪公园１２０ʎ１５ᶄ４２ᵡ，３１ʎ３３ᶄ２０ᵡ８蒋巷浜孙蒋社区１２０ʎ１６ᶄ１５ᵡ，３１ʎ３３ᶄ１８ᵡ９唐巷浜月溪苑东侧１２０ʎ１６ᶄ３８ᵡ，３１ʎ３３ᶄ４ᵡ１０吴大成浜仙蠡墩家园南面１２０ʎ１６ᶄ５２ᵡ，３１ʎ３３ᶄ１３ᵡ１１骂蠡港尺马渚桥１２０ʎ１７ᶄ６ᵡ，３１ʎ３２ᶄ５７ᵡ２㊀结果与分析２．１㊀梁溪河及其连通河道水质污染特征２．１．１㊀水质污染特征㊂２０２１年６ １２月梁溪河鸿桥和蠡桥２个断面及梁溪河段周边８个支浜综合水质特征如图２所示㊂根据‘地表水环境质量标准“（ＧＢ３８３８ ２００２）要求，梁溪河２个监测断面（蠡桥和鸿桥）除ＣＯＤ和高锰酸盐指数外，基本符合地表水二类水质标准㊂而蠡桥断面和鸿桥断面的ＣＯＤ含量分别为１５．８和１６．７ｍｇ／Ｌ㊁高锰酸盐指数分别为４．４和４．３ｍｇ／Ｌ，均满足地表水三类水质标准㊂连接梁溪河的多个支浜中，除三节桥浜和骂蠡港外均满足地表水三类水标准㊂对于三节桥浜，其总磷㊁氨氮㊁ＣＯＤ和高锰酸盐指数均不满足地表三类水要求，污染较为严重且可能通过汇流引起梁溪河水质的下降㊂２．１．２㊀污染源分析㊂虽然梁溪河整体满足地表水三类水质标准，但在个别月份中河水的一些指标仍表现出较高的污染，分析引起梁溪河水质降低的污染源有助于了解梁溪河污３６５１卷２４期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀严勇等㊀梁溪河水系地表水水质特征及其主要影响因素分析染的现状㊂自污染防治攻坚战政策实施以来，无锡市政府对城市环境的保护和建设愈加重视，梁溪河两侧的工业厂区逐渐搬迁，至２０２０年梁溪河两侧已没有工厂污水的排放㊂然而，梁溪河底泥中含有大量氮㊁磷㊁重金属等污染物质，每年来往梁溪河的船只会引起底泥搅动，导致污染物质从底泥中释放进入梁溪河水体㊂同时，梁溪河作为城市旅游景点之一，两侧仍有许多餐饮店铺运营，一些商家会偷排污水进入梁溪河，这会导致梁溪河水体中氨氮㊁总磷等指标的上升㊂梅梁湾调水在很大程度上也会影响梁溪河水质，特别是每年夏季受太湖水华影响，引入水体中含有大量的氮㊁磷元素，会加重梁溪河的富营养化㊂另外，梁溪河周围的支流支浜与河道相通，其中污染较严重的支浜会将污染物汇入梁溪河，这也是导致河体水质降低的重要污染源㊂图２㊀监测断面及支浜平均水质指标Ｆｉｇ．２㊀Ａｖｅｒａｇｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｏｆｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｓｅｃｔｉｏｎｓａｎｄｔｒｉｂｕｔａｒｉｅｓ２．２㊀梁溪河水质变化趋势与成因分析２．２．１㊀梁溪河水质变化趋势㊂为进一步探究梁溪河２０２０ ２０２２年水质的年际变化和年内变化特征，该研究分析了蠡桥断面和鸿桥断面３年内５个水质参数的变化（图３ ７）㊂２．２．１．１㊀溶解氧㊂水体中的溶解氧（ＤＯ）是水生生态系统中生命体和生物地球化学过程的基础，溶解氧受温度㊁气压㊁水深㊁盐度㊁水动力和有机物含量等因素影响，在不同地区呈现出不同的特征［８］㊂当溶解氧低于３ｍｇ／Ｌ时，大量浮游植物的卵和幼虫会在几天之内死亡；严重的低氧甚至会在水体中形成 死区 ［９］㊂该研究中，梁溪河年内溶解氧含量受季节影响较大，总体表现为夏季溶解氧含量较低㊁冬季含量较高，其中２０２０年７月份蠡桥断面检测的溶解氧含量甚至低于３ｍｇ／Ｌ㊂导致这一现象的主要原因是夏季较高的气温，此时水体中各种生物活动更加剧烈，大量消耗梁溪河水中的溶解氧㊂另外，高温会使得水中的溶解氧较快溶出，耗氧速率大于复氧速率，这也导致了水体中溶解氧含量的下降［１０］㊂通过对比２０２０ ２０２２年蠡桥断面和鸿桥断面溶解氧含量发现，梁溪河水体平均溶解氧含量逐年上升，且均高于地表三类水水质要求㊂相较于蠡桥断面，鸿桥断面平均溶解氧含量更高，这可能与该断面周边较多的曝气设备有关㊂２．２．１．２㊀高锰酸盐㊂高锰酸盐指数是指在酸性或碱性介质中以高锰酸钾为氧化剂，处理水样时所消耗的量，以ｍｇ／Ｌ表示，常被作为地表水体受有机污染物和还原性无机物质污染程度的综合指标［１１］㊂该研究中，梁溪河年内高锰酸盐指数趋势与溶解氧含量相反，总体表现为夏季较高㊁冬季较低，这说明梁溪河夏季受到有机污染物和还原性无机物质污染更为严重㊂对比２０２０ ２０２２年梁溪河高锰酸盐指数的年际含量变化可以看出，梁溪河高锰酸盐指数逐年降低，且均符合地表三类水水质要求㊂需要指出的是，２０２０年夏季梁溪河的有机污染物和还原性无机物质污染较为严重，多个月份未达到地表水三类水质要求㊂２．２．１．３㊀化学需氧量㊂化学需氧量（ＣＯＤ）是通过化学方法检测水样中能被氧化的还原性物质消耗氧化剂的量，该指标是考察水体中有机污染物浓度的重要依据［１２］㊂该研究中，梁溪河年内化学需氧量较为平稳，但在８ ９月会有一定程度的增加，说明夏季梁溪河水体中有机物污染都更为严重㊂４６㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀安徽农业科学㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀２０２３年一般而言，有机污染物的来源主要是农药㊁化工废水㊁有机肥料等还原性物质［１３］，鉴于当前梁溪河管理现状，这些过量的有机污染物可能来源于夏季较为频繁游船来往引起的底泥污染释放和支浜的汇入㊂对比２０２０ ２０２２年蠡桥断面和鸿桥断面化学需氧量的年际含量变化可以看出，梁溪河水体中的ＣＯＤ含量逐年降低，且均符合地表水三类水水质标准㊂其中，２０２２年蠡桥断面ＣＯＤ的平均含量为１４．８９ｍｇ／Ｌ，符合地表水二类水水质标准，这也进一步说明了梁溪河水质管控与治理的进步㊂图３㊀２０２０ ２０２２年监测断面ＤＯ含量变化Ｆｉｇ．３㊀ＣｈａｎｇｅｏｆＤＯｃｏｎｔｅｎｔｉｎｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｓｅｃｔｉｏｎｆｒｏｍ２０２０ｔｏ２０２２图４㊀２０２０ ２０２２年监测断面高锰酸盐含量变化Ｆｉｇ．４㊀Ｃｈａｎｇｅｓｏｆｐｅｒｍａｎｇａｎａｔｅｃｏｎｔｅｎｔｉｎｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｓｅｃｔｉｏｎｆｒｏｍ２０２０ｔｏ２０２２图５㊀２０２０ ２０２２年监测断面ＣＯＤ含量变化Ｆｉｇ．５㊀ＣｈａｎｇｅｏｆＣＯＤｃｏｎｔｅｎｔｉｎｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｓｅｃｔｉｏｎｆｒｏｍ２０２０ｔｏ２０２２２．２．１．４㊀氮㊁磷元素㊂氮㊁磷元素作为生物地球化学循环中物质的基础，是污染物排放总量控制的主要对象［１４］，也是该研究中主要分析的重要参数㊂其中，氨氮（ＮＨ３－Ｎ）是指以游离氨或者铵盐形式存在的氨［１５］，而总磷（ＴＰ）含量主要指水样中正磷酸盐㊁偏磷酸盐㊁焦磷酸盐㊁聚磷酸盐和有机态含磷化合物的总和［１６］㊂该研究中，虽然梁溪河受夏季太湖蓝藻爆发影响，其氨氮含量会有一定程度的提升，但均满足地表水三类水标准㊂总磷含量的变化趋势与氨氮相似，虽然蠡桥断面在２０２０年８月检测到总磷含量超过了０．２ｍｇ／Ｌ，但其他时间段的指标也均满足地表水三类水标准㊂整体来看，梁溪河水体氨氮和总磷含量逐年降低得益于相关部门的有效监管与治理，至２０２２年蠡桥断面和鸿桥断面年平均氨氮和总磷含量均已满足地表水二类水标准㊂２．２．２㊀成因分析㊂梁溪河水质逐步提升，但仍然存在较多因素影响水质，如夏季气温㊁两岸餐饮店的偷排㊁支浜污染等，探究影响梁溪河水质的主要因素有助进一步监管和治理梁溪河水系㊂夏季梁溪河ＤＯ含量会有一定程度的降低，而ＣＯＤ㊁高锰酸盐指数㊁氨氮和总磷指标均出现上升㊂夏季的高温是导致这一现象的主要原因㊂研究认为［１７］，持续高温将导致河道蒸发量加大，加上降水量的减少，导致水体容量５６５１卷２４期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀严勇等㊀梁溪河水系地表水水质特征及其主要影响因素分析与水动力不足，削弱水体自净能力；另外，持续高温将导致氧气在水中溶解度的下降，同时高温条件下河道底泥及水体耗氧过程加速，导致水体溶解氧浓度快速下降㊂研究也表明［１８］，高温有利于促进有机物的降解，导致溶解氧下降㊁无机营养盐浓度增加，加速底泥氮㊁磷污染物的释放，加重水体富营养化程度㊂图６㊀２０２０ ２０２２年监测断面ＮＨ３－Ｎ含量变化Ｆｉｇ．６㊀ＣｈａｎｇｅｏｆＮＨ３⁃Ｎｃｏｎｔｅｎｔｉｎｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｓｅｃｔｉｏｎｆｒｏｍ２０２０ｔｏ２０２２图７㊀２０２０ ２０２２年监测断面ＴＰ含量变化Ｆｉｇ．７㊀ＣｈａｎｇｅｏｆＴＰｃｏｎｔｅｎｔｉｎｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇｓｅｃｔｉｏｎｆｒｏｍ２０２０ｔｏ２０２２㊀㊀梅梁湾调水在很大程度上会影响梁溪河水质，２０２１２０２２年的水质变化情况如图８所示㊂调水ＣＯＤ含量和高锰酸盐指数在２年内较为平稳，受季节变动的影响较小，这说明梅梁河调水中有机污染物浓度整体较为稳定㊂结合前文梁溪河断面每年夏季ＣＯＤ含量和高锰酸盐指数上升的结果可以推测，梁溪河中有机污染物的增高受调水的影响较小，可能与支浜汇入和商家偷排有关㊂梅梁湾调水的氨氮和总磷含量在夏季均有一定程度的增加，而ＤＯ含量则在夏季降低，这可能与每年夏季太湖蓝藻水华爆发有关㊂梅梁湾与太湖相通，蓝藻爆发会引起湖水富营养化，大量的氮㊁磷元素会进入梅梁湾，进而通过调水引入梁溪河，导致梁溪河夏季的氨氮和总磷含量增高，ＤＯ含量降低㊂通过Ｃａｎｏｃｏ５相关性分析也发现（图９），梅梁湾调水的氨氮㊁总磷和ＤＯ含量与梁溪河断面呈正相关，这说明梅梁湾调水对梁溪河氨氮㊁总磷和ＤＯ的贡献较大㊂考虑到每年夏季梁溪河氨氮和总磷含量较高的现状，应选择在夏季减少梅梁湾的调水或选择其他水质更好的水源地进行同步调水㊂㊀㊀梁溪河周边支浜的汇入也是影响梁溪河水质的因素之一㊂通过上文的研究可以看出，三节桥浜和骂蠡港的多个指标不满足地表水三类水标准，而其他支浜个别月份也会出现水质不达标现象，这些支浜会通过汇流将过量污染物质引入梁溪河，导致水质降低㊂进一步，该研究通过对各支浜６个月的水质指标进行相关性分析，深入探讨影响梁溪河水质的因素，明确污染物的来源㊂通过高锰酸盐指数和ＣＯＤ含量的相关性分析可以综合分析梁溪河水体中有机污染物与支浜汇流的关系（图１０），其中三节桥浜和镇山潭与梁溪河２个检测断面ＣＯＤ含量呈正相关，而三节桥对于这２个断面ＣＯＤ含量的贡献较大㊂结合图２结果可以看出，三节桥浜ＣＯＤ含量过高，超过地表水三类水体标准，这说明三节桥浜的含有较高的有机污染物，其汇流会引起梁溪河ＣＯＤ含量上升，降低水质㊂氮㊁磷元素是污染物排放总量控制的主要对象，该研究进一步分析了支流支浜氨氮和总磷浓度与梁溪河断面的相关性关系㊂通过上文的研究可以发现，三节桥浜含有较高的氨氮和总磷，然而通过相关性分析发现其含量与梁溪河断面并无正相关关系，这说明该支浜对梁溪河中氮磷元素并无较大贡献㊂反而，氮磷浓度较低的唐港浜㊁小渲河等与梁溪河断面有较大的相关性㊂考虑到２０２０ ２０２２年梁溪河自身较低的氨氮含量，可以推测这与无锡市政府对这几个相关性较大支浜氨氮和总磷的有效综合管控有关㊂３㊀梁溪河水质提升管控策略３．１㊀夏季高温气候下水质的管控㊀在夏季高温天，建议采用再生水补水㊁河道引水㊁水库下泄补水等方式，积极拓展生态补水的水源，加大生态补水的水量㊂通过内河节制闸㊁泵站等科学调度，对河道水体进行精准调控，增强平原河网的流动性，改善河道水动力条件㊂部分不具备补水㊁调控条件的６６㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀安徽农业科学㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀２０２３年河道可以通过设置临时水泵㊁涌浪机㊁推流曝气装置，增加水体流动性㊂另外，在不影响断面水质监测的范围外采用喷泉式曝气机㊁涌浪机或微纳米曝气设备等设施对水体进行复氧，促进上下层水体的混合，并加大局部水体的扰动，提高水中溶解氧的含量，抑制底泥氮㊁磷的释放，防止水体黑臭现象的发生，恢复和增强水体中好氧微生物的活力，使水体中的污染物质加快降解得以净化，从而改善河道水质㊂图８㊀２０２１—２０２２年梅梁湾调水水质变化Ｆｉｇ．８㊀ＣｈａｎｇｅｓｉｎｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｏｆＭｅｉｌｉａｎｇＢａｙｆｒｏｍ２０２１ｔｏ２０２２图９㊀梁溪河与梅梁湾污染相关性关系Ｆｉｇ．９㊀ＣｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｂｅｔｗｅｅｎＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒａｎｄＭｅｉｌｉａｎｇＢａｙｐｏｌｌｕｔｉｏｎ３．２㊀上游梅梁湾调水及主要入河河道的管控㊀针对由于夏季太湖水华梅梁湾调水氨氮和总磷含量较高的现状，首先应按照季节变化调整上游调水水量，减少夏季梅梁湾的调水；再另外选择其他水质较高的河流湖泊同步进行梁溪河的夏季调水工作㊂针对支浜内源污染严重㊁河床淤积等问题，首先采用水力冲挖法对支浜进行生态疏浚，对支浜底泥进行清淤，减少内源氮磷释放，对支浜水质改善有着重要作用；针对支浜水生态环境恶化㊁水体自净能力差等问题，利用 基质－微生物－植物 协同作用，构建支浜原位反应器和支浜异位人工湿地，恢复水体的溶解氧，提升水体的自净能力㊂支浜原位生态反应器技术通过曝气增氧㊁生态浮岛等相关技术，构建缺氧／好氧原位生态净化系统㊂支浜异位生态净化工程采用湿地处理技术，利用景观风车以及太阳能提水泵，将河水引入河岸湿地处理系统，通过多级湿地对河水进行异位处理，处理出水进入支浜活水循环㊂针对梁溪河沿岸居民区众多，需要建立和完善生活污水排放收集系统，统一规划污水管网，建立健全污水排放和收集系统，使得生活污水不直接排入环境㊂首先，对部分雨污水管网存在的老化破损㊁淤积堵塞㊁错接漏接等 不健康 问题进行深入 体检 ，通过分类摸排㊁全面溯源，理清全区排水网络，精准定位管道 痛点 ，查清 病因 ，推进污水源头收集和污染源头管控㊂其次，可以在沿支浜的居民区建立人工湿地系统，人工湿地的作用首先是消纳居民的生活污水，再者就是作为生态屏障，对该地区的微气候起调节作用，可以７６５１卷２４期㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀严勇等㊀梁溪河水系地表水水质特征及其主要影响因素分析净化水质㊁调节气候环境，同时还能为居民打造休息区，起到美化生活环境的作用㊂图１０㊀梁溪河与相通支浜污染相关性关系Ｆｉｇ．１０㊀ＣｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｏｆｐｏｌｌｕｔｉｏｎｂｅｔｗｅｅｎＬｉａｎｇｘｉＲｉｖｅｒａｎｄａｄｊａｃｅｎｔｂｒａｎｃｈｃｒｅｅｋ４㊀结论２０２０ ２０２２年梁溪河水系地表水水质逐步提升，其ＤＯ㊁ＣＯＤ㊁高锰酸盐㊁氨氮和总磷指标均满足地表水三类水标准，但夏季气温㊁梅梁湾调水和支浜污染等因素仍可能影响梁溪河的综合水质㊂（１）夏季高温会加速水系耗氧过程，引起ＤＯ含量降低，进一步导致水系ＣＯＤ㊁高锰酸盐㊁氨氮和总磷含量的增加，是影响梁溪河水质的重要因素㊂（２）夏季梅梁湾调水水质氨氮和总磷含量上升，且结合Ｃａｎｏｃｏ５相关性分析发现，梁溪河氨氮和总磷浓度与梅梁湾调水有关㊂（３）通过Ｃａｎｏｃｏ５相关性分析，发现三节桥浜的ＣＯＤ含量较高，其水流的汇入是引起梁溪河有机污染物含量较高的因素之一；而梁溪河较低的氨氮㊁总磷污染得益于无锡政府对唐港浜㊁小渲河等相关支流支浜的有效管理㊂（４）建议从夏季梁溪河水质维稳㊁梅梁湾调水管控和主要入河河道水质的治理三方面综合提升梁溪河水体水质㊂参考文献［１］程丹璐．无锡地域景观研究与实践：以无锡中心城区生态绿网规划为例［Ｄ］．北京：北京林业大学，２０１９．［２］吴浩云，甘月云，金科． 引江济太 ２０年：工程实践㊁成效和未来挑战［Ｊ］．湖泊科学，２０２２，３４（５）：１３９３－１４１２．［３］徐斌．绿色生态城市建设适应性技术体系与实施路径建构：以苏南地区为实证研究［Ｄ］．南京：东南大学，２０１９．［４］环境保护部．水质化学需氧量的测定重铬酸盐法：ＨＪ８２８ ２０１７［Ｓ］．北京：中国环境出版社，２０１７．［５］国家环境保护局．水质高锰酸盐指数的测定：ＧＢ１１８９２ ８９［Ｓ］．北京：中国标准出版社，１９８９．［６］环境保护部．水质氨氮的测定蒸馏－中和滴定法：ＨＪ５３７ ２００９［Ｓ］．北京：中国环境科学出版社，２０１０．［７］国家技术监督局．水质总磷的测定钼酸铵分光光度法：ＧＢ１１８９３ ８９［Ｓ］．北京：中国标准出版社，１９８９．［８］ＢＡＬＥＳＲ，ＸＵＫＨ，ＬＩＧＤ，ｅｔａｌ．Ｈｙｄｒｏｄｙｎａｍｉｃｓ，ｓｅｄｉｍｅｎｔｔｒａｎｓｐｏｒｔ，ａｎｄｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｏｆｔｗｏｃｏｎｔｒａｓｔｉｎｇｄｒｅｄｇｅｐｉｔｓｏｎｔｈｅＬｏｕｉｓｉａｎａｓｈｅｌｆ［Ｊ］．Ｃｏｎ⁃ｔｉｎｅｎｔａｌｓｈｅｌｆｒｅｓｅａｒｃｈ，２０２１，２３０：１－１５．［９］徐闯，刘广州，陈晓宏．珠江流域东江（东莞段）溶解氧时空变化及其影响因素［Ｊ］．湖泊科学，２０２２，３４（５）：１５４０－１５４９．［１０］ＷＡＮＧＹＴ，ＸＵＨ，ＳＨＥＮＺ，ｅｔａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｘｙｇｅｎｏｎｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙａｎｄｂｉｏｆｉｌｍｓｉｎｔｈｅｒａｗｗａｔｅｒｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｐｉｐｅｌｉｎｅｆｏｒａｒｅｓｅｒｖｅｄｗａｔｅｒｓｏｕｒｃｅ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｓｃｉｅｎｃｅ：Ｗａｔｅｒｒｅｓｅａｒｃｈ＆ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０２２，８（１０）：２２７７－２２８８．［１１］ＹＡＮＴ，ＳＨＥＮＳＬ，ＺＨＯＵＡＮ．Ｉｎｄｉｃｅｓａｎｄｍｏｄｅｌｓｏｆｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｑｕａｌｉ⁃ｔｙａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ：Ｒｅｖｉｅｗａｎｄｐｅｒｓｐｅｃｔｉｖｅｓ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｏｌｌｕｔｉｏｎ，２０２２，３０８：１－１９．［１２］ＭＵＨＡＩＭＩＮＭ，ＰＲＡＹＯＧＡＲＡ，ＥＮＩＡＴＩＥ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｃｈｅｍｉｃａｌｏｘｙｇｅｎｄｅｍａｎｄ（ＣＯＤ）ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｉｎｄｏｍｅｓｔｉｃｗａｓｔｅｗａｔｅｒｕｓｉｎｇＵＶ⁃Ｖｉｓｓｐｅｃｔｒｏｐｈｏｔｏｍｅｔｒｙｍｅｔｈｏｄｂａｓｅｄｏｎｔｈｅｅｆｆｅｃｔｏｆｒｅｆｌｕｘｔｉｍｅａｎｄｐｒｅｓ⁃ｅｒｖａｔｉｏｎｔｉｍｅ［Ｊ］．Ｓｔａｎｎｕｍ，２０２２，４（１）：１３－１８．［１３］张媛．污染河流的生物 生态修复技术及其研究［Ｄ］．阜新：辽宁工程技术大学，２００７．［１４］ＤＩＮＧＳＤ，ＷＡＮＧＢＹ，ＦＥＮＧＹＹ，ｅｔａｌ．Ｌｉｖｅｓｔｏｃｋｍａｎｕｒｅ⁃ｄｅｒｉｖｅｄｈｙｄｒｏｃｈａｒｉｍｐｒｏｖｅｄｒｉｃｅｐａｄｄｙｓｏｉｌｎｕｔｒｉｅｎｔｓａｓａｃｌｅａｎｅｒｓｏｉｌｃｏｎｄｉｔｉｏｎｅｒｉｎｃｏｎｔｒａｓｔｔｏｒａｗｍａｔｅｒｉａｌ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌｏｆｃｌｅａｎｅｒｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ，２０２２，３７２：１－１３．［１５］陈琳荔．蠡河水环境质量评价及水体脱氮研究［Ｄ］．无锡：江南大学，２０１４．［１６］ＲＡＰＩＮＡ，ＧＲＹＢＯＳＭ，ＲＡＢＩＥＴＭ，ｅｔａｌ．Ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｍｏｂｉｌｉｔｙｉｎｄａｍｒｅｓ⁃ｅｒｖｏｉｒａｆｆｅｃｔｅｄｂｙｒｅｄｏｘｏｓｃｉｌｌａｔｉｏｎｓ：Ａｎｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌｓｔｕｄｙ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌｏｆｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｓｃｉｅｎｃｅｓ，２０１９，７７：２５０－２６３．［１７］ＬＥＩＸＬ，ＬＵＢ．Ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄｗａｔｅｒｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｔｒｅａｔｍｅｎｔ：Ｍｏｕｎｔａｉｎｏｕｓｓｐｏｎｇｅｃｉｔｙａｎｄｔｈｒｅｅｇｏｒｇｅｓｒｅｓｅｒｖｏｉｒｒｅｇｉｏｎ［Ｍ］．［ｓ．ｌ．］：ＣＲＣＰｒｅｓｓ，２０２１．［１８］雷建森，洪梅，刘海龙，等．松花湖底泥ＴＮ㊁ＴＰ和ＣＯＤ的释放影响因素研究［Ｊ］．节水灌溉，２０１４（８）：４５－４８，５２．８６㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀安徽农业科学㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀２０２３年。

会计之友2020年第24期一、引言绩效管理是优化财政资源配置、提升公共服务质量的关键举措。

2018年9月，中共中央、国务院印发《关于全面实施预算绩效管理的意见》（以下简称《意见》），对实施预算绩效管理做出总体安排和全面部署，从此，预算绩效管理开始探索试点阶段向全面实施阶段转变。

中央各部门部署落实全面实施预算绩效管理，2019年4月，生态环境部党组印发《贯彻落实〈中共中央国务院关于全面实施预算绩效管理的意见〉实施方案》（环党组〔2019〕37号），提出力争到2020年底在生态环境部系统基本建成全方位、全过程、全覆盖的预算绩效管理体系，实现预算和绩效管理一体化。

中央财政生态环保专项资金（以下简称生态环保专项资金）是中央预算资金的重要组成部分，主要有大气污染防治资金、水污染防治资金、土壤污染防治专项资金、农村环境整治资金、海岛及海域保护资金。

按照国家全面实施预算绩效管理的要求，生态环保专项资金绩效管理是预算资金绩效管理“全覆盖”的重要组成部分，必须实施。

生态环保专项资金是环保投资的重要组成部分，是实施污染防治攻坚战的重要基础保障。

然而，目前生态环保专项资金成效有待提高，直接影响污染防治攻坚战的实施，急需通过绩效管理提高专项资金使用成效。

目前，国内关于专项资金绩效管理的研究主要集中在绩效评价指标体系[1-5]、绩效评价实践[6-10]、绩效评价方法[11-12]、绩效管理理论[13]方面，绩效管理体系研究较少。

生态环保专项资金绩效管理尚处于起步阶段，绩效管理体系尚未建立，存在制度不健全、技术方法不足、专业队伍缺失等问题，与全面实施绩效管理的要求差距较大。

为此，本文积极借鉴已有研究方法与成果，结合生态环保专项资金管理现状与问题，提出生态环保专项资金绩效管理体系构建的设想，为政策决策者参考。

二、生态环保专项资金使用与管理现状及问题（一）资金管理流程及管理现状1.资金管理流程近年来，生态环境部会同财政部积极推进生态环保专项资金管理工作，逐步建立起较为完善的管理流程，如图1所示，涵盖项目储备库建设、资金分配、年度实施方案备案、预算执行与项目进展调度、监督检查、绩效评价【摘要】生态环保专项资金绩效管理体系的构建是落实党中央国务院关于全面实施预算绩效管理意见的必然要求，是提高生态环保专项资金使用效益、做好污染防治攻坚战支撑的内在要求。

常州市河流水质评价及污染特征分析熊勇峰1,2，周 刚2，徐宪根3，白 静2，陈振宇1,2，呼婷婷2（1. 重庆交通大学河海学院，重庆 400074；2. 中国环境科学研究院，北京 100012；3. 常州市环境科学研究院，江苏 常州 213022）摘 要： 结合单因子评价与多元统计分析方法，对常州市河流在丰水月和枯水月分别进行水质评价与污染特征分析。

采用单因子评价法对监测断面进行水质类别划分，对整体河流水质进行定性分级；采用主成分分析与聚类分析结合的综合分析法，分析河流断面污染特征并进行断面聚类。

分析结果表明，常州市河流整体水质状况为轻度污染，但枯水月水质相对较差；有机污染和富营养化程度在丰水月与枯水月有所不同，但都是最主要的水质影响因子；聚类分析的结果表明丰水月河流断面可以划分为6个水质集群，枯水月河流断面可分为5个水质集群。

关键词： 水质评价；主成分分析；聚类分析；常州河流水质中图分类号： X824文献标志码： A DOI ：10.16803/ki.issn.1004 − 6216.2021.03.021Assessment of river water quality and analysis of pollutioncharacteristics in Changzhou CityXIONG Yongfeng 1,2，ZHOU Gang 2，XU Xiangen 3，BAI Jing 2，CHEN Zhenyu 1,2，HU Tingting 2（1. School of River and Ocean Engineering, Chongqing Jiaotong University, Chongqing 400074, China ；2. Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China ；3. Changzhou Research Academy of Environmental Sciences, Changzhou 213022, China ）Abstract ： Combining the single-factor evaluation with the multivariate statistical analysis method, the water quality assessment and pollution characteristics analysis for rivers in Changzhou in the wet and dry months were performed respectively.The single-factor evaluation method was used to classify the water quality of monitored cross-sections and qualitatively grade the water quality of the whole rivers. The comprehensive analysis method combining the principal component analysis with the cluster analysis was used to analyze the pollution characteristics of river cross-sections and cluster the sections. The results showed that the overall water quality of rivers in Changzhou was slightly polluted, and the water quality in the dry month was relatively poor.Although the degree of the organic pollution and the eutrophication was different between the wet and the dry seasons. They were the most important water quality factors. The result of cluster analysis showed that the cross-sections could be classified into 6 clusters in the wet season and 5 clusters in the dry season.Keywords ： water quality assessment ；principal component analysis ；cluster analysis ；river water quality in Changzhou CLC number ： X824河流水质评价是河流开发与利用的基础工作，是河道污染治理的必要措施[1]。

水体污染控制与治理科技重大专项城市水污染控制与水环境综合整治技术研究与示范主题饮用水安全保障技术研究与示范主题项目（课题）申报指南住房城乡建设部水专项实施管理办公室二〇一三年六月目录城市水污染控制与水环境综合整治技术研究与示范主题 (1)一、巢湖流域城市水污染控制及水环境治理技术研究与综合示范项目 (2)课题：巢湖市城市水环境质量改善研究与综合示范 (2)二、宜兴市水环境改善技术集成与综合应用示范项目 (10)课题1：产业集中区排水系统优化与减排控污技术研究与综合示范10 课题2：城市核心区水环境改善技术研究与综合示范 (20)课题3：城镇化新区水环境质量保障技术研究与综合示范 (28)三、滇池流域城市水污染控制及水环境治理技术研究与综合示范项目.36课题：内草海水系水质改善及低环境影响技术开发与工程示范 (36)四、城市水环境系统规划和管理技术研究与示范项目 (43)课题：城市水污染治理监管体系及支撑技术研究与示范 (43)五、城市水污染控制与水环境综合整治技术集成项目 (48)课题：城市水污染控制与水环境综合整治技术集成 (48)饮用水安全保障技术研究与示范主题 (54)六、饮用水安全保障管理技术集成与能力建设项目 (55)课题1：饮用水全流程水质监测技术及标准化研究 (55)课题2：城市供水系统监管技术与业务化平台建设示范 (59)七、重点流域饮用水安全保障工程技术集成与综合示范项目 (63)课题1：应急供水技术研究与重点区域应急能力建设示范 (63)课题3：江苏省域城乡统筹供水技术集成与综合示范 (71)课题4：巢湖市水源优化与水质保障技术研究与示范 (75)课题5：村镇安全供水技术体系构建及重点流域规模应用 (78)八、饮用水安全保障共性技术创新与应用示范项目 (81)课题1：建筑水系统微循环重构技术研究与示范 (81)课题2：城市供水管网智能管理系统关键技术研究与示范 (86)课题3：饮用水特殊污染物去除原创性技术研究与应用 (90)城市水污染控制与水环境综合整治技术研究与示范主题一、巢湖流域城市水污染控制及水环境治理技术研究与综合示范项目课题：巢湖市城市水环境质量改善研究与综合示范（一）指南说明该课题是“巢湖流域城市水污染控制及水环境治理技术研究与综合示范”项目下设课题之一。

附件：水体污染控制与治理科技重大专项验收暂行管理细则第一章总则第一条为规范和细化水体污染控制与治理科技重大专项（以下简称“水专项”）的验收程序和要求，根据《国家科技重大专项管理暂行规定》（国科发计〔2008〕453号）、《国家科技重大专项项目（课题）验收暂行管理办法》（国科发专〔2011〕314号）、《民口科技重大专项项目（课题）财务验收办法》（财教〔2011〕287号）、《民口科技重大专项资金管理暂行办法》（财教〔2009〕218号）、《国家科技重大专项知识产权管理暂行规定》(国科发专〔2010〕264号)、《水体污染控制与治理科技重大专项管理办法（试行）》（环发〔2008〕117号）和科技部、发展改革委和财政部（以下简称“三部门”）的有关规定，结合水专项特点，制定本细则。

第二条验收是水专项组织实施管理的重要环节，旨在客观评价水专项课题、项目及主题目标任务完成和产出情况、资金使用—3—的总体情况，促进创新成果的推广应用及产业化，提高资金使用效率，进一步推动水专项组织管理创新，更好地推进水专项顺利实施。

第三条水专项验收以任务合同书（包括相关补充协议）、实施方案、立项批复文件、财政部批复的预算、水专项有关管理规定和国家相关财政财务制度等为主要依据。

第四条水专项验收分为课题验收、项目验收、主题评估三个层次。

课题验收包括任务验收和财务验收，任务验收和财务验收统一部署、同期实施；项目验收和主题评估只对任务进行验收或评估。

第五条验收工作坚持实事求是、客观公正、注重质量、讲求实效的原则，确保验收工作的严肃性、严谨性和科学性。

第二章课题验收的组织第六条在水专项领导小组的统一领导下，牵头组织部门负责课题的验收工作，水专项实施管理办公室具体抓好验收组织实施工—4—作，牵头组织部门的财务部门会同水专项实施管理办公室具体负责组织财务验收工作。

对于技术示范类课题，水专项实施管理办公室可会同或委托课题所在地省级水专项实施管理办公室或课题组织协调单位组织验收工作。

附件3水体污染控制与治理科技重大专项2014年度拟立项课题择优指南（第三批）水专项管理办公室二○一三年五月目 录太湖流域 (1)1太湖河网水环境安全调控与决策业务化平台 (1)辽河流域 (4)2辽河流域水生态完整性观测模拟平台建设关键技术 (4)松花江流域 (8)3中俄跨境地区水环境风险监控预警技术研究与应用示范 (8)洱海流域 (12)4洱海流域农业面源污染防控关键技术体系综合研究与示范 (12)产业化 (16)5水污染控制与治理技术成果产业化推广机制试点与平台建设 (16)战略与政策及其他 (20)6工业水污染防控最严格管理制度设计及示范研究 (20)7城镇污水处理收费价格政策改革及示范研究 (24)8流域生态文明建设体制机制创新与集成示范研究 (28)9流域水体污染控制与治理技术集成及效益评估 (31)太湖流域1太湖河网水环境安全调控与决策业务化平台一、概述本课题是“太湖富营养化控制与治理技术及工程示范”项目下设课题之一。

项目通过集成“乡镇污染行业节水减排和深度处理-水处理厂尾水生态净化-区域面源综合控制”系统控源减排、湖荡湿地-入湖河流-湖滨缓冲区”为一体的清水流域构建技术体系，建立以湖泊水生态安全为目标的水资源调度决策平台。

结合示范工程和依托工程，实现重污染型竺山湾及邻近水域、农业面源污染型的笤溪小流域和城市化型的太湖新城水网区的水质改善，实现点源基本控制，面源重点发生区得到有效控制，入湖河流高锰酸盐指数、总磷、总氮污染负荷削减30%，主要入湖河流水质提高1个等级；示范湖区水体消除劣V类，控制规模化蓝藻水华不发生。

围绕项目目标，课题通过太湖河网水环境安全调控技术研究与业务化平台研制，提高流域水体净化污染物能力、水环境容量，保障流域水质、水生态及用水安全。

二、指南内容1、研究目标针对太湖河网水质超标、水生态退化等问题，提出太湖河网水环境安全的评估方法，构建河网格局、水流、水量和水位等优化调控模式和调度准则；在现有防洪调度、引江济太、太湖水华预警等平台系统的基础上，建立流域水环境安全调控决策业务化平台，实现不同类型水资源时空的合理分配和水生态系统自我恢复与污染物净化的能力提升，改善流域河网－湖泊水质水生态，保障太湖河网水环境安全。

国家重大科技专项《水体污染控制与治理》
第六主题
《水污染控制战略与政策研究》主题专家组
战略政策组函[2010]01号
关于提交主题六《水污染控制战略与政策》
2009年度执行情况报告的函
水专项办公室：
根据你办2009年12月21日《关于报送水专项2009年度执行情况报告的通知》，主题六下设3个项目11个课题，均已经按要求完成年度执行报告的编写工作，现上报三个项目的年度执行报告，文本详见附件。

主题执行情况报告根据你办时间要求将于20日提交。

《战略与政策》主题专家组秘书处
2010年1月6日
---------------------------------------------------------------------------------------- 抄送：总体专家组秘书处、主题专家组成员、课题组组长
附件。