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水环境论文范文

水环境论文

水环境论文范文第1篇

水是“生命之源、生产之要、生态之基”。吴江是著名的江南水乡之一。随着现代化脚步的加快,人民群众对健康河湖环境的需求不断提升。流水不腐,水畅其流,开展畅流活水工程、综合治理河道水系十分必要,是提升改善全区水环境、推动吴江生态文明建设进程的重要内容,是保障吴江经济社会可持续发展的重要举措。为此,吴江水利局努力探索研究以畅流活水工程为重点的河道综合整治实施方案,计划从打通河道最后一公里着手,由下至上,从末端到主干,因地制宜,多措并举,通过水系沟通、河道疏浚、岸坡整治、拆坝建桥、生态保护等多种综合措施,打通断头浜,拆除阻水坝埂,增进圩内河道水体循环、提高圩内外水系沟通、增强圩外骨干水系引排功能,努力畅通河道水网各个堵塞环节,形成活水畅流总体环境。结合控源截污等水环境保护一系列措施,逐步恢复河湖水体生态健康,逐步实现“河畅、水清、岸绿、景美”的江南水乡面貌。

1.畅流活水工程治理总体思路在控源截污前提下,突出“清淤、活水、保洁、生态”四大主题,实施“畅通骨干河网、沟通圩内外水系、疏通圩内河道”的全区河道“三通工程”:一是疏通圩内河道,提高圩区自身水循环能力(疏通小循环);二是沟通圩内外水系,加强圩内外水体交换能力(沟通中循环);三是畅通圩外河网,提升全区总体排水引水能力(畅通大循环)。

2“.三通工程”主要规划建设工程内容经过前期对全区各镇村的全面调查,初步规划建设内容如下:(1)圩外河道整治工程(畅通大循环)本次圩外河道整治工程分为区域骨干河道综合整治、县镇级骨干河道连通工程、中小河流治理重点县综合整治及一般圩外河道治理工程。①区域骨干河道———八荡河综合整治工程。八荡河综合整治工程是区域防洪规划确定的理顺浦北水系的重要工程之一,计划实施沟通8个湖荡和11段河道,总长约20km,其中拓浚河道9km多,生态疏浚清淤相关湖泊,将会有效提高区域防洪排涝能力。②县镇级骨干河道连通工程。同里镇九里湖属江苏省保护湖泊之一,目前无进水通道。本次畅流工程规划新开河道连通吴淞江及九里湖,引吴淞江向九里湖输水通道,调活河湖水体、提升水质。③中小河流治理重点县综合整治工程。继续推进“中小河流治理重点县综合整治”项目建设,在已完成3个项目区的基础上,计划完成剩余7个项目区工程,包括疏浚9条县级河道、23条乡级河道及212条支河。④一般圩外河道整治工程。规划疏通圩外一般河道21条。圩外河道整治计划工程量汇总:疏通、新开河道263条,拆除阻水建筑物6处、新建桥、闸、涵等6处。(2)圩内外河道沟通工程(沟通中循环)规划实施河口拆坝或新(改)建闸(涵桥)、疏通河道等117处。(3)圩内畅流工程(疏通小循环)规划圩内拆坝(其他阻水建筑物)建桥(涵、闸等建筑物)173处;疏浚圩内河道657条;新开沟通河道46条。以上规划实施全区河道畅通工程,将按轻重缓急、先小后大、先易后难、分年度逐步推进。

3.要建管并重,加强圩内外河道长效保洁管理(1)要明确管理职责吴江区初步计划出台《苏州市吴江区河道管理实施办法》,将明确各部门在河道管理中的职责。水利部门作为河湖管理的主要管理单位,牵头负责开展河道建设管理等工作,发改委、财政局、环保局、农委等部门各司其职,分别负责相关工作。(2)要明确河道管理机构为强化吴江区河道管理,响应水利部《关于加强河湖管理工作的指导意见》等文件精神,吴江区拟专门成立区河道管理处,将负责对全区河道的统一规范管理,拟实行河道分级管理。(3)要明确河道管理经费落实经费是关键,必须要明确河道管理经费来源。按不同等级河道,明确区镇村管理机制和管理办法。

二、对策与措施

1.必须加强领导,精心组织农村河道畅流活水工程是一项工程量大、牵涉面广的系统性工程,又是一项惠民工程。要在区政府统一组织领导下,全面协调,统筹安排,精心组织,各方配合,加强协作,重点突破,稳妥推进,务求实效。

2.要加大投入,落实资金要明确河道畅流活水工程的资金筹措政策,制定具体的筹措办法。落实资金是实施河道畅流活水工程的最有力的保障。同时,要求按照规范化建设工程管理程序执行,要严格工程建设资金管理使用。

3.要加强考核,广泛宣传要建立监督考核机制和绩效奖励机制,并加强督察检查,要充分利用媒体,广泛宣传畅流活水工程的意义,营造良好的工作氛围。

三、结语

水环境论文范文第2篇

1流域水污染监测情况

1)市区流域内各排放口的污水排放流量,见表1。通过表1看出,采样的3处污水排放口的整体排放趋势一般都是晚上的时候排放量高,这是因为晚上的时候,河岸附近小区的居民都回到家里,增加了生活污水的排放量,而白天的时候污水排放量就相对少了一些。同时由于一些小工厂直接将污水排放到河流中,白天的时候,这些小工厂不敢过多的排放,都是等到晚上的时候,才开始大量的排放工业污水的。

2)伊通河排放污水的取样化验。这次对污水采样所化验项目包括粪大肠菌群、溶解氧、砷、pH值、氟化物、氰化物、汞等7项。排放污水的化验结果见表2。表2中通过对排放污水的7种物质的检测数,据可以看出,排放的污水会直接影响到伊通河河水的水质情况,使得河流水质质量急剧下降,这些没经过处理的污水,严重影响了伊通河中下游流域的水生态环境,因此对这些直接排放到河中的污水源头要及时有效的处理,以改善河流的水质情况。

2几点建议

1)针对污水源头要坚决治理。针对各个排放污水的排污口,相关执法单位要坚决找出污水的来源,进行严肃处理,对于居民的生活排放用水,要在一定的位置建立污水处理站;而对于一些工厂所排放的污水,要责令工厂本身建立污水处理设备,并请相关单位对排放的废水进行检测,直至其排放的废水达到国家标准。

2)组织人员对伊通河河流中现有污染物进行有效治理。现阶段,我们也能够看到伊通河河面上很多地方都有漂浮的垃圾以及许多杂物,这些垃圾在水中严重的破坏了水质质量,使得很多低端的河水发出很臭的味道,同时,伊通河河底的淤泥这些年也堆积的比较严重,政府相关部门应该组织人力物力对伊通河现有状况进行一次较大工程的清淤和清理垃圾工作,使得河水能有一个较好的流通渠道,增强河水的自洁能力。

3)建立伊通河水环境保护机制,并组织人员做好环保宣传。在做好以上两点的治理工作的同时,相关单位要建立健全伊通河水环境保护机制,要对破坏环境的单位或者个人,要有相对的处罚条例。对于夏天在河边玩耍的人们,要做好宣传工作,不要随手将垃圾扔进河水中。对伊通河沿岸的烧烤行为要坚决并有效的治理。要让人们自发的爱护我们自己的生态环境,保护生态环境。

作者:陈晓君周鹏单位:吉林省水文水资源局吉林分局吉林省水文水资源局长春分局

第二篇

1.辽河流域水环境管理存在的主要问题

1.1水污染控制仍采用“一刀切”的模式,未建立起基于水环境容量的污染物总量控制技术“九五”期间,辽河流域开始实行污染物排放目标总量控制,标志着污染控制由浓度控制进入总量控制阶段[6]。目标总量控制即给不同区域划定一定的总量指标和减排指标,单纯控制减排量[7]。相比于浓度控制,目标总量控制更多地关注对水污染物的削减,有效地控制了辽河流域水污染物的排放、辽河水质恶化的趋势得到一定程度的遏制,但没有发生根本性变化。因为目标总量控制没有建立起环境质量与污染物排放总量之间的直接关联,不能直接显现污染物减排与环境质量改善之间的因果关系。同时,总量减排没有与绩效评估、水环境质量改善效益评估相衔接,而是采用“一刀切”的方式。随着社会经济、水环境的不断恶化,目标总量控制的弊端日益凸显。因此,急需在辽河流域建立以保护水生态安全和人体健康为最终目标的总量控制技术体系,解决当前目标总量控制条件下污染物持续达标排放与水质未见明显改善之间的矛盾[8]。

1.2流域水生态安全的监控与评估体系尚未形成流域生态系统管理是流域开发和流域社会经济可持续发展的有效途径[9]。流域水生态安全监控与评估则是保护和恢复流域水生态健康的基础。开展流域水生态安全的监控就要基于水生态环境的各个角度,既要有反映流域水环境生态系统承受的环境压力指标,又要有生态环境所处健康状态性指标,更要有影响及灾变方面的反映性指标[10]。近年来,辽河流域已经初步形成了以常规监测、自动监测为主,遥感监测、应急监测为辅的较为完整和成熟的水环境监测体系。但是,水环境监控设备和技术水平参差不齐,监测的目的、指导思想不够明确、水环境监测指标简单[11]。目前监测的项目仍以理化指标为主,很少涉及水生生物、生态类指标,难以反映水生态系统真实的健康状况。

1.3应急预警体系不完善,缺乏先进实用的风险评估预警平台辽宁省环境保护厅已经初步形成了覆盖全省的环境信息网络及部分业务系统,启动了“环境信息与统计能力建设项目”和辽宁“数字环保”项目。近年来应对突发污染事件的压力较大,辽河流域尚未形成全方位的应急管理体系。辽河流域污染源、地表水、监测点位等分布较广,多元化的数据采集传输网络体系尚不完备。此外,针对累积性环境污染及事故性污染的评价体系和模型的整合程度不强,因此,急需通过在对辽河流域水环境数据有效整合分析的基础上,按照辽河流域“分区、分类、分级、分期”的水环境管理理念,建立水环境综合管理信息平台,为辽河流域水环境科学管理决策提供有效的支持。

2.辽河流域水环境管理改善措施

国家水体污染控制与治理科技重大专项(以下简称“水专项”)已在辽河流域开展了综合示范工作,“十一五”期间,实现了关键技术的突破和技术示范;“十二五”期间开展了技术集成与流域管理示范工作,综合示范区水环境质量明显改善;“十三五”期间,将实现关键技术的规范化、规模化和产业化运行,产生明显的经济社会和环境效益,支撑流域生态建设,综合示范区生态环境得到明显的改善。为了顺利实现水专项“十二五”、“十三五”阶段目标,完成重污染治理阶段的跨越,进入全面建设生态文明流域的新阶段,辽河流域水环境管理还需从以下几个方面进一步改进:

2.1加强辽河流域立法工作,建立完善流域行政管理体系。我国虽然已经出台了《水法》、《水污染防治法》等,但是就流域管理而言,很多方面还缺少立法规定,而且我国中小流域繁多、千差万别,不可能用一部法律解决所有问题,因此加强地方立法工作尤为重要[14]。辽河作为我国北方重要河流之一,更应该加强流域的立法工作。通过法律的约束力和执行力来明确流域内政府、企业的责任和义务、解决权责不清、多门执法的问题,促进辽河流域的水生态环境的持续改善。由于辽河流域跨辽宁、吉林两省,在辽宁省内又流经省内11个市,所以加强流域管理必须协调好地区间的关系,将流域管理同区划管理统一起来,实现规划目标同一,治理管理同步。

2.2以控制单位为核心,加快推进排污许可证制度,实现污染物排放由目标总量控制向容量总量控制转变。排污许可证是环境保护部门依法针对各个排污单位的排污行为分别提出具体要求,包括前置性条件、日常管理性要求、技术性要求等,以书面形式确定下来,作为排污单位守法和环境保护部门执法以及社会监督的凭据。实施排污许可证制度可以促进污染物排放由目标总量控制向容量总量控制转变,通过核算控制单元内河流的纳污能力,将污染物排放总量指标及减排任务具体分解落实到排污单位,同时环保部门也可以排污许可证为参照,与现场治理装置运行情况、监测数据进行核对,提高工作效率。

2.3完善水环境监控网络,构建监控预警体系。目前,辽宁省初步建立起了国控断面水质自动监测系统,并在大伙房水库建立了水质自动监测和预警体系,但远远不能满足水环境管理的需要。完善辽河流域水环境监控网络不仅要在辽河干流安装自动监测站,还应在各支流入河口、生态敏感点安装自动监测站,实现联网时时监测,在数字化监测设备、无线移动监测预警,利用地理信息和遥感技术等方面有所突破。随着水环境监控网络的不断完善、监测设备和技术的不断更新、监测数据的应用更加畅通,辽河流域水环境监控预警、应急能力也将得到进一步的提升。

2.4搭建水环境综合管理信息平台,实现管理手段的智能化。随着计算机、物联网技术的不断发展,实现“数字辽河”、“感知辽河”成为水环境管理的新需求。采用先进的网络技术、数字监控技术、信息集成技术、数据管理模拟控制技术应用到水环境管理综合信息平台能够使流域管理更加智能,监测能力、预警能力、调控能力、应急响应能力明显增强,管理水平大大提高。水环境综合管理信息平台将真正的起到事前预警、事中决策、事后评价的作用。

2.5培育战略性环保产业,支撑辽河流域生态文明建设。开展流域生态文明建设需要各类污染治理技术的支撑。“十一五”、“十二五”期间,水专项针对辽河流域重污染行业污染治理的难点,对国内外5000多项行业污染治理技术开展了调查和评估,筛选出200余项最佳实用技术,突破行业污染治理核心关键技术45项[19]。按照源头控制、过程控制和末端治理的系统治理思路形成了流域石化、冶金、制药等5大重点行业水污染控制技术系统。辽宁省政府应以水专项研发的各类污染治理技术为基础,大力培育战略性新兴环保产业,推进环保产业全面升级,形成一个门类齐全、装备先进、富有活力的环保产业体系,进而形成新的市场化治污模式,全面支撑辽河流域生态文明建设。

3.结语

水环境论文范文第3篇

(一)跨界水污染严重所谓跨界水污染,指某行政区水污染物排放总量超过当地水环境容量,该行政区江河湖泊的出境水质差于入境水质,呈现水环境负外部性的现象.跨界水污染包括省、地级市、县、乡四个层面.其中,跨县水污染是最基本的层面,而跨省水污染是防治的难点.跨界水污染有两种表现形式,一种是日常性跨界水污染,其特征是程度较轻,污染叠加,活动在某行政区的人们往往既是邻域上游污染的受害者,又是邻域下游污染的制造者.本来清洁可爱的江河出现了这样一种可怕景象:江河的上游是优质水,流经几个县市后就成为超标水,到了下游则全成为五类和劣五类水.另一种是跨界水污染亊件,其特征是污染程度严重,成果严重,激化了邻域之间的社会矛盾.进入新世纪以来,长三角地区发生过多次跨界水污染事件,其中在全国造成较大影响的有四起,分别是:2001年江浙交界的王江泾镇堵坝断河事件,2005年江苏苏州桃源镇的黑水污染事件,2007年江苏沭阳水污染事件,2013年的黄浦江死猪事件.跨界水污染事件是跨界水污染现象的极端表现,其屡屡发生的基础是跨界水污染现象的常态性存在.跨界水污染现象不根除,则跨界水污染事件就不可能杜绝,而处于流域最下游延长线上的海湾河口水环境也就不可能得到根本性好转.

(二)江海水环境分治所谓江海水环境分治,特指长三角地区、乃至全国存在的江河湖泊水污染防治与海湾河口水环境治理人为分割的制度安排和不协调现象.江海水环境分治有多种表现形式.一是主管机构不一样.江河湖泊水污染防治由环保部门主抓,海湾河口水环境治理由海洋(漁业)部门为主.海洋(漁业)部门职能众多,难以集中力量实施海域水环境治理,以浙江省海洋渔业局为例,内设处室13个,环境处只是其中的一个处室,难免顾此失彼,粗放管理.二是地方政府的重视程度有差异.以浙江省钱塘江流域和杭州湾地区为例,2005-2014年的十年间,省级机关的钱塘江流域水污染防治和生态补偿的专门文件共计10多个,而杭州湾地区水环境治理省级层面的专门部署是在2013年,省环保厅与省海洋渔业局联合«杭州湾区域污染整治方案».三是尾水排放标准和监管水准不一样.在相当一段时间里,污水处理厂尾水排海标准明显低于江河湖泊,导致杭州湾两岸城市竞相投巨资在杭州湾(河口)岸边建设污水处理厂.目前,长三角江河湖泊监测断面水质状况己做到月报,而海湾河口还处于年报.

二、江海分治制度的局限性

上述三个水环境治理中的突出问题归结到一点———缺乏区域合作.实践已经证明,这种江海分治制度具有明显的局限性.

(一)部署流域水污染防治时往往忽视对氮和磷的控制以钱塘江流域和杭州湾地区为例,多年来,杭州湾的水环境处于恶化中.杭州湾水污染的主要威胁是氮和磷,化学需氧量的污染并不严重,而“十一五”期间,浙江省对钱塘江及杭州湾陆源污染物的监管和考核重点是化学需氧量,忽视了对氨氮和总磷的检测和控制,减排的主观努力方向脱离了杭州湾水环境的实际,导致杭州湾水环境的治理事倍功半.

(二)海湾河口水环境污染物由多区域排入,治理受区域限制先看钱塘江流域和杭州湾地区,据有关方面调查,2012年,排入杭州湾的主要污染物中,化学需氧量为6416万吨,氨氮为260万吨,总磷为073万吨.其中,富春江电站以上区域排入的三种主要污染物分别占总量的5495%、5243%和6246%,说明杭州湾污染物的一半以上由钱塘江上中游区域排入,杭州湾整治区域沿岸上海、杭州、宁波、绍兴、嘉兴五城市相关区域合计排放的三种主要污染物分别占4505%、4757%和3754%.从浙江和上海两个行政区污染贡献率分析,浙江排放的三种主要污染物分别占9321%、8836%和9182%;上海分别占679%、1164%和818%.[3]再看长江流域和河口地区,据中国环境科学研究院等部门的调查,2005年,长江流域化学需氧量入海通量为20340万吨,总氮入海通量为11889万吨,总磷为719万吨.其中,长江上中游排入的三种主要污染物分别占总量的713%、822%和779%;江苏省相关区域排入的三种主要污染物分别占总量的209%、75%和148%;上海市排入的比重为78%、103%和72%.[4]

(三)容易诱发相关区域多种形式的非合作排污博弈没有区域合作制度的硬约束,各行政区水污染防治缺失了一个重要的动力机制和监督机制,容易诱发相关城市多种形式的非合作排污博弈.不少基层政府对污染行为采取软约束,监管不力,有些基层政府竟然同意将污染企业布局在与下游邻域的交界处;更有甚者,把海湾和湖泊视作“排污公地”,如杭州湾两岸城市的地方政府,为了争取较低的排放标准,为了减轻所辖行政区域的水环境压力,纷纷竞相投巨资在杭州湾(河口)岸边建设污水处理厂,截至2012年,仅浙江省杭州、宁波、绍兴、嘉兴四市的相关区域,合计建成拥有入海(河口)排污口的污水处理厂38个,年污水排放量12140656万吨.该区域有一个县级市,自身并没有杭州湾岸线,为了改善本行政区域的水环境状况,向周边拥有岸线的县市租地,投资5亿多元,专门铺设了一条22km的尾水排放管,建设6个泵站,将本行政区的5个污水处理厂的尾水收集起来,集中排放到钱塘江河口之中.

三、江海共治区域合作制度的主要内容

所谓江海共治的区域合作制度,指把江河湖泊与其海湾河口的水环境作为一个有机整体综合治理,促使该区域内各行政区之间合作防治水污染,推进江海水环境明显好转的一组制度安排.江海共治的区域合作制度有三方面的主要内容.

(一)坚持江海水环境治理一体化理念

摈弃江海水环境分治的传统旧观念,树立水环境治理江海一体化理念,把泛流域作为一个有机整体,统筹安排该区域各行政区的水污染合作防治工作.以钱塘江流域和杭州湾地区为例,根据水系流向特征,合作治理水环境的区域,不仅包括浙江省境内钱塘江流域的杭州、衢州、金华、绍兴、丽水5个设区市的22个相关县(市、区),而且应该包括杭州湾地区宁波、嘉兴2个设区市的11个县(市、区);同时,还应包括上海市的金山、奉贤、浦东新区的部分区域.长江流域及长江口地区情况比较特殊,长江流域是我国特大尺度的江河,流经全国11个省市,该区域的江海一体化治理可以分两步走.第一步,构建长三角区域内的江海共治机制,空间上可包括上海、江苏、安徽的相关设区市,先行试点,积累经验.第二步,结合国家构建长江经济带的重大战略,积极创造条件,构建长江流域及长江口地区水环境江海共治制度.

(二)构建长三角跨省泛流域水环境综合治理省部际联席会议制度

2008年以来,在中央政府的高度重视下,己经创新构建了太湖流域水环境综合治理省部际联席会议制度,该联席会议由国家发展改革委牵头,环境保护部、住房城乡建设部、水利部、农业部、江苏省、浙江省、上海市两省一市政府参加,联席会议构建以来,2008年紧急编制了«太湖流域水环境综合治理总体方案»,2013年又策划编制了«太湖流域水环境综合治理总体方案(2013修编)»,两个总体方案对太湖流域两省一市合作治理水环境起到了不可替代的重要作用.实践证明,太湖流域水环境综合治理省部际联席会议制度是推动部门、地方和社会形成上下联动、合力治污的重要工作机制.所谓泛流域,指包括流域及其海湾河口地区的广泛区域.根据长三角地区的实际,建议拓展太湖流域水环境综合治理省部际联席会议的职责和功能,同时兼管长三角跨省泛流域水环境综合治理,除太湖流域外,还应包括长江下游及长江口、钱塘江流域及杭州湾地区.依托这一重要机制,分别制定长江下游及长江口、钱塘江流域及杭州湾地区水环境综合治理总体方案,促进长三角地区跨省泛流域水环境治理合作机制的构建和完善.

(三)创建三位一体的江海水环境治理合作机制

三位一体的江海水环境治理合作机制是一个制度体系,主要包括区域入江入海污染物通量监测机制、水环境区域补偿机制和泛流域水质交易机制.

1.区域入江入海污染物通量监测机制.要构建江海水环境治理区域合作机制,首先要搞清楚各行政区在一定时间内排入江河及其海湾河口的主要水污染物通量.一般来说,流域的非河口地区情况相对简单,采取断面监测的方法,只要在江河流经某行政区的入口和出口处分别进行断面监测,就可以确定该地区入境水质和出境水质的污染物浓度和污染物通量,出入境断面的通量差就是该行政区排入江河的污染物通量.海湾河口地区情况比较复杂,水流流向受涌潮的重大影响,咸水与淡水交替,简单地采用海洋水质的通量监测方法有困难.目前拟采用分类相加法,一是海湾河口某行政区通过入海支流及河道排放污染物的通量,其计算方法类似于断面监测法;二是该行政区通过建在沿岸的若干污水处理厂向海湾河口排放污染物的通量,其计算方法是平均排放浓度与排放废水量的乘积;三是海域污染源排放的污染物,主要包括海水养殖、船舶污染和事故污染.最后将三类污染物相加就是河口该行政区的排污总量.为确保监测数据的权威性,长三角省界断面的污染物通量由环保部华东督查办负责,地、县交界断面的污染物通量由上级环保部门负责.各行政区交界断面的污染物浓度和通量信息都应在泛流域内共享,并按月向社会公布,接受公众监督和评价.

2.水环境区域补偿机制.所谓水环境区域补偿机制,指为保护、修复和改善泛流域水生态系统服务功能,促进水环境不断好转,由相应的水环境治理合作机构或上级人民政府作出的、调节流域上中下游及其河口各行政区之间环保职责及其经济利益关系的一组制度安排.水环境区域补偿机制包括两方面主要内容,一是流域上游源头地区水生态保护的补偿机制;二是邻域双向补偿机制,即当邻域上游行政区呈现水环境正外部性时,应由下游补偿上游邻域;当邻域上游行政区呈现负外部性时,就由上游补偿下游邻域.2005年以来,长三角两省一市对水环境区域补偿机制进行了有效的探索,其中,浙江省在创新流域上游源头地区水生态保护补偿机制方面处于领先地位,江苏省在探索邻域双向补偿机制方面领跑全国.面对江海共治的新要求,水环境区域补偿机制也应进一步创新和完善.其一,以海湾河口的水环境容量确定泛流域治污目标和减排任务,若海湾河口水环境容量不足的,可以分阶段、分主要污染物逐步达到改善水质目标,再采取倒推法按河口到源头顺序确定各行政区断面水质目标及主要水污染物的减排任务.其二,在分配各行政区减排任务时,要充分考虑各行政区现有的排放强度,排放强度大的应下达较多的减排任务.其三,在长三角地区大力推广江苏、浙江的水环境区域补偿实践经验,切实把流域上游源头地区水生态保护补偿机制和邻域双向补偿机制落实到长三角每一个县级行政区,尤其应在跨省断面实施双向补偿机制方面取得突破.

3.泛流域水质交易机制.水质交易机制是美国1990年代以来实施的流域治理的创新性政策工具,是排污权交易机制在流域水环境治理中的应用和发展,对于提升和完善长三角排污权交易机制具有重要的借鉴作用.长三角排污权交易机制已探索多年,取得了一定的成效,但还不完善,主要存在三个问题:一是政府干预偏多,市场作用较弱,排污权有偿使用与排污权交易混为一谈,夸大了排污权交易试点的成效;二是交易范围偏小,绝大多数限制在县域行政区,不利于环境资源的优化配置;三是交易内容和方法过于单一,局限于点源之间的交易,局限于企业与政府、企业之间的交易.根据长三角的实际,借鉴美国水质交易的经验,有必要创新探索泛流域水质交易机制,着重抓住三个要件.其一,充分发挥市场在排污权交易中的决定性作用,把排污权有偿使用与排污权交易适当分开.其二,行政区域内交易与泛流域水质交易相结合,着重探索流域及其河口范围内开展水质交易的实现形式,提高水环境资源的配置效率.其三,进一步丰富水质交易的内容和方法,探索点源与非点源水质交易办法,研究距离目标水体不同位置的交易比率;借鉴京都议定书的排放贸易(ET)机制,探究泛流域内各行政区之间的水质交易办法.

四、结语

水环境论文范文第4篇

1.1含水层破坏情况在采煤过程中,由于矿井水的疏排,会对地下水位造成下降影响,形成以开采水平为基准的地下水位降落面,进而形成以采区为中心,含水层影响半径为半径的降落漏斗。由于合盛煤矿开采煤层位于山西组石灰岩岩溶裂隙含水层内,煤矿开采过程中矿井水疏排直接影响石炭—二叠系碎屑岩裂隙含水层。而煤矿开采后会在顶板岩层形成一定高度的冒落带、裂缝带和缓慢下沉带,所形成的导水裂缝带高度波及到煤层上部含水层时,就成为含水层对矿井充水的通道。依据井田内钻孔资料,按照有关计算煤层导水裂缝发育高度公式。2#、4#煤层顶板属中硬顶板,开采形成的最大导水裂缝带高度分别为37.71m、52.43m,考虑到两煤层间距为10m,且2#、4#煤主要充水含水层为其上覆砂岩裂隙含水层,根据开采煤层所在地层位置,以及煤层顶板发生垮落,2#、4#煤层形成的导水裂缝带均能沟通其含水层(或上一层可采煤层开采形成的采空区积水),对煤层上覆的太原组K2~K5灰岩含水层以及山西组的K7、K8砂岩含水层进行破坏,见表2。但正常情况下本井田开采导水裂缝带不会直通地表。

1.2地表破坏情况为进一步分析开采后对煤层顶板的影响,根据采煤塌陷区土地破坏性等级划分表分析可知:1)2#煤开采后,井田大部分面积地表将受到重度—极轻度破坏,但是在井田的西南角,地表将受到重度破坏。2)4#煤开采后,井田内东北及东南角地表受到极轻微的破坏,其它地段地表将受到重度—极轻度破坏,但在井田西南角地表有受到重度破坏。采煤引起地表塌陷将改变地表的形态和河道的坡度,对河道周围的汇水条件造成一定程度的影响,同时由于沉陷盆地的边缘有地表裂缝产生,会引起地表水下渗,因此,地表沉陷除了对井田内河流汇水条件有影响外,还将会影响地表水资源量。

2矿井开采防治水措施

1)井田及周边煤矿采空区均有积水,对合盛矿井的开采有很大的威胁,在开采时一定要加强“探放水”工作,遇有顶板淋水、渗水增加、煤层“出汗”、巷道涌水量增加等突水预兆时应立即停止采掘,撤离人员,并向调度室等管理部门汇报。2)在开采断层、陷落柱附近煤层时,一定要注意构造导水,坚持“预测预报、有疑必探、先探后掘、先治后采”的原则,钻进时发现煤岩松软,片帮、来压或钻眼中水压、水量突然增大,顶钻等异常时,必须停止钻进,且不得拔出钻杆,立即向有关领导汇报,以杜绝突发的水灾事故的发生。3)经常了解周边矿井的采掘动向,做好周边矿井采空区范围的调查工作,相邻矿井之间矿界处应留有足够的矿界保安煤柱,严禁越界开采,防止发生连锁透水事故。定期维护好各型水泵的排水管路、阀门及排水用的配电设备,保证井下水流及时畅通地排出地面,在雨季前组织全面检修,并对全部主排水泵进行联合排水试验,定期清理井底水仓、水沟的淤泥。4)据煤矿开采对奥陶系灰岩岩溶水含水层的影响分析,在对断层等合理留设安全煤柱后,煤矿开采不会破坏奥灰水,对区域奥灰水水量影响很小。因此正常的煤矿开采对井田及周边村庄供水基本没有影响。

3结论及建议

水环境论文范文第5篇

1.1地表水中的抗性基因污染随着人类社会的不断发展,畜牧养殖、污水处理等人类活动对于地表水中抗生素抗性基因污染的影响日益显著。虽然污水处理厂的处理工艺能够去除一部分抗性基因,但是仍有大量抗性基因随出水排入地表水中。近年来,研究人员在江河湖泊等地表水中检测出大量的抗生素抗性基因。Pruden等[22]检测出美国南拉普特河从上游至下游中(人类活动呈递增梯度)sul1抗性基因的含量大幅度增加,深入研究后发现sul1含量与上游河岸的动物养殖厂及污水处理厂数目成正相关。Chen等沿珠江流域至珠江河口(人类活动影响呈递减梯度分布)检测江水中的四环素类抗性基因(tetA、tetC、tetH、tetB、tetM、tetO、tetW抗性基因)的含量,发现珠江流域检测到四环素类抗性基因的频率与种类都明显高于珠江河口地区。Ling等在中国南方北江河中检测出2种磺胺类抗性基因和7种四环素类抗性基因,其中磺胺类抗性基因中sul1的含量比sul2高,其平均值分别为1.41×10-2和1.58×10-3copies•(16SrDNA)-1;四环素类抗性基因中tetG的出现频率最高(100%),tetC的含量最高,其浓度在8.30×10-2到13.20copies•(16SrDNA)-1之间变化。Jiang等利用PCR技术在黄浦江中检测到2种磺胺类抗性基因(sul1、sul2)、8种四环素类抗性基因(tetA、tetB、tetC、tetG、tetM、tetO、tetW、tetX)和1种内酰胺类抗性基因(TEM),并利用实时定量PCR技术检测出这11种抗性基因的含量在3.66×101copy•mL-1(tetB)到1.62×105copy•mL-1(sul2)之间变化。Luo等在中国海河中也检测出磺胺类抗性基因和四环素类抗性基因,同样,磺胺类抗性基因的检测频率与含量都高于四环素类抗性基因。其中,sul1抗性基因含量为(7.8±1.0)×109copies•g-1,sul2抗性基因含量为(1.7±0.2)×1011copies•g-1。Stoll等在德国的莱茵河和澳大利亚的布里斯班河中均检测出多种抗生素抗性基因,磺胺类抗性基因的检测频率最高,其中sul1检测频率(98%)稍高于sul2(77%)。在水产养殖业中大量添加的抗生素,一部分不能被鱼类吸收而直接排入到水体中,另一部分被鱼类吸收后在其体内诱导出抗性菌株,随粪便排入水体,所以在水产养殖区水体中亦存在大量抗性基因。Gao等在天津地区的水产养殖场中检测出多种抗性基因(tetM、tetO、tetT、tetW、sul1及sul2)。此外,磺胺甲基恶唑抗性细菌占63.3%,四环素抗性细菌占57.1%,这说明有一部分细菌呈多重抗性。Liang等在鱼塘中的大肠杆菌菌群中发现其中91.5%的大肠杆菌都含有抗性基因,86.1%的大肠杆菌含有两种以上的抗性基因。DiCesare等在地中海沿岸的养鱼场中也发现了tetM、tetO、tetL、tetK、ermB、ermA和ermC等多种抗性基因,但该渔场并没有在饲料中添加任何抗生素,这说明该渔场中的抗性基因可能是由于海水养殖促进了抗性基因的水平转移。Reboucas等在巴西的一个养虾场中也发现了对氨苄青霉素和四环素均具有抗性的致病性弧菌。除此之外,在越南、泰国、韩国、印度、埃及等其他国家的水产养殖水域中也都检测到抗生素抗性基因。以上研究表明,全球地表水体中含有数目“可观”的抗生素抗性基因,其中四环素类抗性基因和磺胺类抗性基因尤其居多,这可能和相应抗生素的大量使用及其在环境中的残留有关。虽然环境中本来就存在抗生素抗性细菌,但是环境中抗性基因的急剧增加主要是由于人类大量使用抗生素而对环境造成了巨大的选择压力。总之,地表水体已经成为了环境中抗生素抗性基因的一个主要基因库。

1.2地下水中的抗性基因污染由于动物养殖场污水池及土壤中的抗性基因随着土壤的渗透作用使得地下水中也开始检测出抗性基因的存在。Koike等从2000—2003年连续3年分别在两个养猪场的周围打井检测其地下水中的四环素类抗性基因,发现地下水中含有7种四环素类抗性基因。通过对养殖场污水池和地下水中发现的抗性基因序列的比较分析,发现两者几乎一致,这说明地下水受到了养猪场污水池的影响,其抗性基因主要来自于污水池。近年来,地下水也已经成为了抗性基因的众多基因库之一。

2抗生素抗性基因在环境中的传播与潜在风险

从上述不同抗性基因的基因库来看,不难发现各个基因库之间各有联系,人类、动物与生态环境之间形成了一个循环(图1),使得抗生素抗性基因在其中不断循环、积累。人类在广泛使用大量抗生素治疗疾病时,由于抗生素的选择性压力,使其在人的肠胃及尿道中诱导出含有抗性基因的细菌。此外,肠胃细菌之间、肠胃细菌与经过肠胃的细菌之间,抗性基因都能够进行水平转移,又进一步增加了人体内抗性基因的含量。相似的,为了提高家禽养殖业、牛羊畜牧业以及水产养殖业的出产率,人们在饲料中大肆加入抗生素,这在各种动物体内同样会诱导出相应的抗生素抗性基因。体内含有抗性基因的动物被加工成肉类食品或者奶制品后,其中的抗性基因通过食物链又可进入人类体内。研究发现,一些养殖场内的空气中也含有抗性基因或抗性细菌,当养殖场工作人员吸入养殖场内的空气时,抗性基因或抗性细菌就会随空气一起进入人体。此外,如果人与动物直接接触,动物体内的抗性基因或抗性细菌也能直接进入人体。随后,人与动物体内的抗性细菌与抗性基因随着排泄物一起进入自然环境中。一部分排泄物进入污水处理厂(同时进入污水处理厂的还有医疗废水),污水处理厂是抗性基因传播的重要中转地,污水处理厂中的处理工艺只能去除一部分抗性细菌与抗性基因,但是大部分抗性细菌和抗性基因不能被去除,甚至某些污水厂出水中抗性基因含量高于污水厂进水,这些抗性基因都随污水厂出水排入自然水体中,增加了污水处理厂下游水体的抗性基因含量。另一部分排泄物被用作肥料进入土壤生态系统,使排泄物中抗性基因转移到土壤菌株之中。而污水厂出水部分回用灌溉农田以及污泥堆积施肥更增加了土壤生态系统中的抗性细菌与抗性基因的含量,土壤中的抗性基因能够水平转移到庄稼等农作物中,这些农作物被加工成为农产品后又通过食物链进入人类体内。由于降雨等原因产生的地表径流会使土壤中的抗性细菌和抗性基因进入到地表水体中,而土壤系统的渗透作用使得地下水中也含有数量“可观”的抗性基因。如果这些地表水体或者地下水体被用来作为饮用水水源,虽然给水处理工艺能灭活部分抗性细菌和抗性基因,但仍有大部分抗性基因会随饮用水进入人类体内。从抗性基因在环境中的循环传播过程不难看出,抗性基因会在人体内积少成多,增强了人体细胞的耐药性,对人体健康和生态安全构成巨大威胁。在美国,由耐甲氧西林金黄色葡萄球菌引起的感染病每年的致死人数比艾滋病、帕金森症以及杀人犯的总和还要多。当致病菌获得多重抗性基因后,就既具有致病性又具有多重耐药性,对人体具有极大的危害。最典型的就是含有NDM-1基因的超级细菌,曾引起世界范围内的恐慌。所以,加紧研究去除环境中的抗生素抗性基因的处理方法成为当务之急。

3抗生素抗性基因的去除技术

虽然国内外关于抗生素抗性基因在环境中的来源与传播途径的研究很多,但是关于抗性基因的去除技术的研究却很少。近年来,随着抗性基因污染情况越来越严重,一些研究学者们也在探索污水与给水处理厂中不同处理工艺对抗生素抗性基因的去除效果,以期能以最佳的工艺组合方式去除最多的抗性基因。

3.1厌氧/好氧污泥消化处理工艺污水处理厂是抗生素抗性基因最主要的一个储库,所以污水处理厂的处理工艺将是去除抗生素抗性基因的关键所在。事实上,尽管污水处理厂出水中仍含有抗性细菌和抗生素抗性基因,但绝大多数(>99%)的抗性细菌及抗生素抗性基因存在于污泥沉积物中。近几年,研究发现污水处理厂中的污泥消化工艺对于降低污泥中抗生素抗性基因的含量有着良好的效果。Ghosh等研究了高温(50~60℃)和中温(35~37℃)两相厌氧消化系统对四环素类抗性基因的去除效果,发现高温厌氧系统对tetA、tetO、tetX有很好的去除效果,其中tetX的去除率分别达到了85%~99%,而tetA和tetO的去除率也有50%~80%;而在中温厌氧消化阶段对抗性基因的去除效果并不明显,tetA含量甚至出现了反弹。这一结果显示抗性基因的去除效果可能与操作温度有关。随后,Diehl等研究了不同温度(22、37、46、55℃)下厌氧或好氧消化对污泥中抗生素抗性基因的去除效果。在厌氧条件下,37、46、55℃下抗性基因显著减少,并且去除率随温度的上升而增大;而在好氧情况下(平均水力停留时间为4d)四环素类抗性基因的含量并没有明显降低。Ma等进一步比较了高温和中温厌氧系统对抗性基因的去除效果,结果显示高温厌氧系统在去除ermB、ermF、tetO、tetW等4种抗性基因的效果确实优于中温厌氧系统,但是对于其他抗性基因的去除效果,高温厌氧系统并没有明显优势。Miller等也发现高温和中温厌氧消化系统都能降低sul1、sul2抗性基因和int1整合子的含量1到2个数量级,只是中温厌氧消化系统对tetO和tetW去除效果不理想。Ma等认为高温消化反应器之所以能够更有效地去除抗生素抗性基因,一方面是因为更高的温度有利于促进生化反应的进行,另一方面是因为高温消化系统中菌群组成结构与中温消化系统有所不同,而后者起决定作用。此外,污泥龄也影响抗性基因的去除效果,比较两种不同污泥龄的中温消化系统,污泥龄为20d的消化系统对抗性基因的去除效果明显好于污泥龄为10d的消化系统,这一结果与Xia等的结论相一致。虽然Diehl等在试验中认为好氧消化不能显著去除抗生素抗性基因,但Burch等认为Diehl等的试验设计不完整,因为试验中4d的平均水力停留时间过短,如果抗性基因的半衰期大于4d,即使好氧消化系统能有效去除抗生素抗性基因也无法检测。因此,Burch等设计试验的水力停留时间为40d,结果显示在半连续流条件下对ermB、sul1、tetA、tetW的去除率达到了85%~98%,但是int1含量却没有显著变化,而tetX含量增加了5倍,这可能是由于好氧消化系统对含有int1和tetX的细菌细胞具有选择性。因此,污水处理厂中的污泥消化工艺在降低抗生素抗性基因含量方面具有潜在的前景,耗氧量、温度、污泥龄及水力停留时间等都是影响其去除效果的重要因素,而怎样调整这些影响因素以达到最佳的去除效果在未来值得进行深入的研究。

3.2人工湿地处理工艺人工湿地是一种新型的污水处理设施,一般位于生物处理或者化学处理设备之后,用作二级或者三级处理,由于其工艺简单、经济、高效,适用于人口较少的小规模处理,现已被广泛应用于处理城镇污水。大量研究已经证明,人工湿地对污水中的有机物、细菌、抗生素、药物及个人护理品(PPCPs)均有较好的去除效果。但目前关于人工湿地对抗生素抗性基因的去除效果的研究还较少。Chen等调查了杭州及周边农村地区的污水处理厂,发现应用人工湿地能有效改善对抗性基因的去除效果,在多重厌氧生物过滤处理后添加一道人工湿地处理工艺能去除2个数量级左右的抗性基因,而仅应用多重厌氧生物过滤对抗性基因去除效果很小,这说明人工湿地在去除抗性基因方面具有重要作用。随后,Chen等比较了污水处理厂中生物曝气滤池、紫外消毒及人工湿地3种处理方式对抗性基因的去除效果,发现人工湿地的去除效果最好,能降低1到3个数量级的抗性基因,生物曝气滤池只能降低0.6到1.2个数量级的抗性基因,而紫外消毒后抗性基因基本没有变化。但是,Anderson等在对加拿大马尼托巴省某人工湿地调查后发现,出水中只有blaSHV抗性基因的含量有较大幅度的降低,而其他抗性基因含量几乎没有明显降低,这可能是由于人工湿地去除含有blaSHV基因的细菌较多,造成了对blaSHV基因的选择性去除。Nõlvak等也通过研究发现,水平潜流人工湿地对sul1抗性基因的去除效果尤为突出,而对其他抗性基因的去除效果与常规处理效果差不多。Liu等在研究火山岩滤料垂直流人工湿地和沸石滤料垂直流人工湿地对养猪场废水的处理效果时发现,火山岩滤料人工湿地对抗性基因含量的去除率为50%,而沸石滤料人工湿地能降低抗性基因含量一个数量级。这可能与两种滤料的孔径大小有关,沸石滤料的平均粒径(4.32nm)比火山岩滤料的平均粒径(10.78nm)小,更小的粒径有利于抗性基因的去除。Yang等在研究不同类型人工湿地对抗性大肠杆菌及抗性基因的去除时发现,抗性基因的检测率从大到小依次为:基质≥出水>进水。其中,sul抗性基因在进水、出水及基质生物膜中的检测率分别为50%、61%和81%;tet抗性基因在进水、出水及基质生物膜中的检测率分别为67%、77%和76%。这可能是因为抗性基因能迁移到基质生物膜上,从而增加了膜上的抗性基因含量,而生物膜中的抗性基因迁移到水中又增加了出水中的抗性基因含量。但是,上述两位学者都认为人工湿地的处理效果与湿地中植物覆盖率、植物种类、水力负荷以及当地气候都有着紧密的联系,不同人工湿地对抗性基因的去除效果也不一样。以上研究说明人工湿地对去除抗性基因可能具有某种选择性。因此,对于人工湿地的实际应用,应针对不同的抗性基因采用不同的填料或不同类型的人工湿地,做到“对症下药”。

3.3消毒处理工艺不论在给水还是污水处理工艺中,消毒工艺都是非常重要的一步。现有的消毒工艺主要有自由性氯消毒(加氯消毒)、氯胺消毒、臭氧消毒及紫外辐射消毒。在众多消毒工艺中,应用最广泛的是加氯消毒和紫外消毒。虽然消毒工艺能有效灭活水中的细菌微生物,但是关于消毒工艺能否有效地去除水体中的抗生素抗性基因的研究还较少。

3.3.1加氯消毒工艺加氯消毒的机理如图2所示,氯气作为一种氧化剂,能氧化细菌细胞,改变细胞膜的渗透性,从而进入细胞内破坏细胞质,最终分解RNA和DNA。而游离性有效氯对胞外被膜中的大部分物质的反应活性为中等水平,只是对脂类和糖类反应活性很低。所以,一般氯会在细胞壁与细胞膜中消耗一部分,剩余部分进入细胞质,并氧化胞内DNA,使其失活。最早,Venkobachar等发现用氯氧化大肠杆菌时,当加氯量为1.5mg•L-1时,能在上清液中检测出蛋白质和RNA;当添加量增加时,能在上清液中检测出DNA。Suquet等发现在50mmol•L-1、pH为7.4的磷酸缓冲溶液中,当加氯消毒CT值大于180mg•L-1•min-1时,溶液中出现大量DNA碎片。由此可见,在游离性有效氯消毒过程中,只有当加氯量较高时才能破坏分解大量DNA。在实际应用中,经加氯消毒处理后,Munir等发现抗性基因的含量并没有显著减少,Gao等也发现污水处理厂中加氯消毒并不能有效减少tet和sul类抗性基因的含量。此外,还有研究发现,较高剂量的加氯消毒能增加四环素类抗性细菌的抗药性,因为高剂量的氯消毒对抗性细菌产生了“筛选”作用。

3.3.2紫外消毒工艺与加氯消毒不同,紫外辐射消毒是个物理过程,通过光化学反应灭活细胞。从细胞内物质对其反应活性看,只有嘌呤和嘧啶核苷基、核苷酸吸收253.7nm波长的紫外光,所以,紫外光的专一性使其具有潜在的有效灭活抗性基因的可能。早先,Munakata等就发现紫外辐射能够破坏双链DNA中抗性基因的转换能力,从而降低了抗性基因的水平转移风险。Guo等研究结果显示,在污水处理厂的污水中,红霉素类抗性基因和四环素类抗性基因的含量分别为(3.6±0.2)×105和(2.5±0.1)×105copies•L-1,经5mJ•cm-2剂量的紫外消毒后,红霉素类和四环素类抗性基因含量分别降低了(3.0±0.1)和(1.9±0.1)个数量级;此外,还发现经紫外消毒后两类抗生素抗性菌的数量出现显著降低,然而四环素类抗性细菌占细菌总数的比例却有所增加,由此说明紫外消毒对四环素类抗性基因具有一定的选择作用。McKinney等用紫外消毒处理4种抗性基因(mecA、vanA、tetA、ampC)后发现紫外辐射确实能够降低抗性基因的含量,但灭活抗性基因3到4个数量级所需的紫外剂量为200~400mJ•cm-2,远远大于灭活抗性细菌所需要的紫外剂量(灭活4到5个数量级的抗性细菌,需要紫外剂量为10~20mJ•cm-2)。VanAken等也在试验中发现,使用紫外辐射处理大肠杆菌细胞悬浮液,DNA含量降低2个数量级所需要的紫外剂量为23mJ•cm-2,远大于灭活大肠杆菌细胞所需的剂量(8.7mJ•cm-2)。综上所述,紫外消毒工艺能有效降低抗生素抗性基因的含量,但是所需的紫外剂量较高,远超过实际应用的剂量。在实际应用中,Auerbach等发现紫外消毒对减少污水中四环素类抗性基因的种类以及降低tetQ、tetG的含量都没有明显的效果。因此,寻求更有效的方法是当务之急。近年来,有研究发现添加TiO2纳米颗粒与近紫外光复合使用能提高其去除抗性基因的效率,使得紫外消毒处理抗性基因与处理抗性细菌所需消毒剂量相当,Li等也发现加入Ag-TiO2复合纳米材料能大大提升紫外光消毒的效果。这给未来研究有效去除抗性基因的消毒工艺提供了方向。

3.4深度处理工艺随着饮用水工艺的不断发展,以及人们对饮用水要求的不断提高,现今污水/给水处理厂中除了常规处理工艺之外,还应用了许多水深度处理工艺。目前,研究较多的水深度处理工艺主要有膜处理、高级氧化等。Öncü等发现,用TiO2光催化氧化和臭氧氧化处理12.8和6.4μg•mL-1两种浓度的质粒DNA均有显著的效果,其可以破坏DNA的超螺旋结构,从而灭活DNA。试验中发现质粒DNA的浓度随臭氧氧化剂量的增加而减少,对于高浓度质粒DNA溶液,当臭氧剂量为4.2mg•L-1时质粒DNA浓度最低;对于低浓度质粒DNA溶液,当臭氧剂量为0.9mg•L-1时超螺旋DNA双链已完全消失。TiO2光催化氧化效果与臭氧氧化效果类似,高浓度质粒DNA溶液在经过75min的TiO2光催化降解后,超螺旋DNA双链全部消失;而对于低浓度的质粒DNA溶液,TiO2光催化降解只需15min就可以将其中的所有超螺旋DNA双链破坏掉。Cengiz等应用芬顿试剂高级氧化工艺和臭氧氧化工艺去除养牛场废水中的tetM抗性基因,发现两种工艺中抗性基因的变化趋势一致,即抗性基因的含量随着氧化剂剂量的增加而减小,当芬顿试剂添加量达到40mmol•L-1H2O2/4mmol•L-1Fe2+时去除效果最好。除了高级氧化工艺之外,膜处理工艺对抗生素抗性基因也有很好的效果。Munir等比较了活性污泥法+氯消毒、氧化沟+紫外消毒、旋转生物接触氧化+氯消毒、膜生物反应器+紫外和活性污泥+紫外这5种不同处理工艺对抗性基因的去除效果,发现膜生物反应器对抗性基因的去除效果最好,能降低抗性基因的含量2.57~7.06个数量级。Breazeal等研究了膜孔径从0.45μm到1000道尔顿的微滤/超滤膜对抗性基因的去除效果,发现微滤膜对抗性基因的去除效果不大,但是膜孔径为10万、1万、1千道尔顿的超滤膜分别能使抗生素抗性基因含量降低1.7、4.9、>5.9个数量级;试验还发现水中的胶体物质对超滤膜去除抗性基因有促进作用,并且膜孔径越小,这种促进作用越明显。总之,随着深度处理工艺应用的越发成熟,其在未来去除抗生素抗性基因的处理工艺中必定会占据一席之地。

4研究展望

水环境论文范文第6篇

1.1解决旱涝灾害

水资源作为人类生存和发展的根本,具有不可替代的作用,但是对于我国而言,由于不同气候条件的影响,水资源的空间分布极不均匀,南方水资源丰富,在雨季常常出现洪涝灾害,而北方水资源相对不足,常见干旱,这两种情况都在很大程度上影响了农业生产的正常进行,影响着人们的日常生产和生活。而水利工程的建设,可以有效解决我国水资源分布不均的问题,解决旱涝灾害,促进经济的持续健康发展,如南水北调工程,就是其中的代表性工程。

1.2改善局部生态环境

在经济发展的带动下,人们的生活水平不断提高,人口数量不断增加,对于资源和能源的需求也在不断提高,现有的资源已经无法满足人们的生产和生活需求。而通过水利工程的兴建,不仅可以有效消除旱涝灾害,还可以对局部区域的生态环境进行改善,增加空气湿度,促进植被生长,为经济的发展提供良好的环境支持。

1.3优化水文环境

水利工程的建设,能够对水污染情况进行及时有效的治理,对河流的水质进行优化。以黄河为例,由于上游黄土高原的土地沙化现象日益严重,河流在经过时,会携带大量的泥沙,产生泥沙的淤积和拥堵现象,而通过兴修水利工程,利用蓄水、排水等操作,可以大大增加下游的水流速度,对泥沙进行排泄,保证河道的畅通。

2水利工程对生态环境的不利影响

水利工程对于生态环境的影响不仅有好的一面,也有不好的一面,需要相关人员的充分重视。其对于生态环境的不利影响主要表现在以下几个方面。

2.1污染

水利工程对于周边环境的污染一般都集中在施工过程中,其主要污染包括:(1)水污染:水利工程施工过程中排放的污水、废水以及施工人员生活中排放的污水,是导致水污染的主要原因,由于施工条件、施工环境、资金等因素的限制,这些污水往往没有经过处理直接排放到环境中,不仅能会污染地表水环境,同时还可能渗透到地下,污染地下水环境。例如,在对水利工程中的水坝进行施工时,如果混凝土的浇筑处理不当,就可能出现大量的废水和污水,这些污水排入河流中,会引起河流水质的变化。又如,在对工程设备的使用过程中,或多或少都会出现一定的废油,如果这些废油排放到河流中,不仅会造成水域环境的污染,还可能影响下游居民的健康。(2)空气污染:空气污染一般是在对施工材料进行运输,或者对地基进行平整的过程中,产生的灰尘或者部分废弃物,又或者是工程设备在运行过程中产生的废气、扬尘等,会对周边的环境造成一定的影响

2.2对局部气候的影响

水利工程的建设,会在一定程度上改变局部的气候环境条件,这些改变在气温和降水方面表现的尤为显著。(1)气温:在水利工程建设完成后,由于水库和大坝的蓄水功能,会大大增加水体面积,改变空气中的能量交换方式,从而引起气温的变化。一般来说,水深在7m以上的大型水库,与陆地相比,在冬季的平均气温要高出1.8-2.9℃。而在夏季则具有降温的作用,可以降低局部区域约1-4℃的温度,同时,对于地区的年平均气温也有着较大的影响。(2)降水:水利工程对于降水的影响主要表现在三个方面:首先,水面强烈的蒸发作用,会造成空气湿度的增大,从而为降水的增加提供基础保障;其次,气流在进入水域范围后,由于风速的增加和流线辐射,会产生下沉运动,从而减少降水;然后,在暖季,水面温度会低于陆地温度,其大气层的结构也更加稳定,对流不易产生,同样会在一定程度上抑制降水。而对于我国而言,降水多集中在暖季,因此水利工程的将是会减少周边区域的将降水量。而对于干旱地区,决定降水的主要因素,在于空气的湿度或者水汽来源,因此水域相对于陆地具有更好的降水条件,会使得区域降水增加。

2.3对土地的影响

水利工程的建设对于周边土地的影响是十分巨大的,表现出来的问题包括水土流失、地貌改变、土地盐碱化、河道冲刷等。在对水利工程进行建设的过程中,需要进行大量的土石方工程,而在开挖土石方的过程中,不仅会造成地形地貌的改变,还会对地面的植被造成破坏,进而引发水土流失现象;同时,水库蓄水后,库区周围的地下水面会有所提高,将大量的盐碱带到地面,造成严重的土地盐碱化问题等。

2.4对水质的影响

在水利工程完工后,会在大坝上游形成宽阔的水域环境,造成库区水动力条件的变化,不仅水深大大增加,而且水流的速度也会变得缓慢。在这种环境下,库区水体的水质和水环境会出现较大的改变,引发水体富营养化、泥沙含量增加、重金属沉降等问题。同时,受库区水质以及大坝下游河道水量变化的影响,下游的水体水质也会发生变化,影响水体的自净能力。通常情况下,如果河道水体自身的水质条件较好,则水利工程的建设虽然会对河道水体的水质造成一定的影响,但是这个影响并不明显;而如果河道水体的水质条件较差,或者有污染源的排入,水利工程自身的调蓄作用所造成的河道水量减少,会极大的加剧水污染的程度。

3应对措施

经过大量的调查分析发现,水利工程对于生态环境的影响是不可避免的,因此在建设过程中应该充分考虑工程的生态效益,分析水利工程对于生态环境可能造成的近期和远期影响,并采取相应的措施,确保有利影响的充分发挥,对不利影响进行改善。同时,要建立相应的环境监测部门,对环境进行跟踪评价,尽可能减少水利工程对于生态环境的破坏。

4结语

水环境论文范文第7篇

1.1样品的采集调查区域选定为松花江流域。根据2012年地表水监测数据,松花江流域总体呈轻度污染,干流水质良好;支流为轻度污染。流域具有有机毒物污染的典型性特征[15]。2012年6—7月,对研究区30个采样点进行了底栖动物和着生藻类的采样调查。在松花江干流上游设置了5个采样点,分别为S30肇源、S28朱顺屯、S14阿什河口下、S4呼兰河口下和S15大顶子山;在松花江干流下游设置了4个采样点,分别为S11佳木斯上、S12佳木斯下、S3江南屯和S13同江;在松花江支流的雅鲁河、诺敏河、嫩江、伊通河、饮马河、第二松花江、牡丹江和梧桐河上共设置了19个采样点,分别为S17巴林、S18成吉思汗、S6小二沟、S7宝山、S8博霍头、S19拉哈、S20浏园、S21富上、S10江桥、S23宝龙桥、S25靠山南楼、S9瀑布下、S22溪浪口、S26松花江村、S27松林、S24刘珍屯、S29大山、S16柴河和S5梧桐河口内;在黑龙江上设置了2个采样点,分别为S1松花江口上和S2东港。S1~S10为参照点;S11~S30为监测点。采样、保存和实验室分析参照EPARBP生物快速评价方案[16]及《水和废水监测技术方法(第四版增补版)》中相关要求进行[17]。

1.2生境和水质理化指标借鉴EPARBP生物快速评价方案[16],参考郑丙辉等[2]的栖息地评价指标,采用由10项指标组成的生境评价方法:调查底质组成、生境复杂性、速度与深度结合性、河岸稳定性、河道变化、河水水量情况、植被多样性、水质状况、人类活动强度、河岸边土地利用类型。利用参照点生境评分分布的25%分位数法对生境质量进行评价,即生境评分大于参照点生境评分的25%分位数,生境质量为良好;将小于25%分位数的分布范围,进行3等分,评价结果由高到低分别为一般、较差、很差。pH、溶解氧(DO)、电导率、高锰酸盐指数(CODMn)、生化需氧量(BOD5)、氨氮(NH3-N)、化学需氧量(COD)、总磷(TP)、总氮(TN)等水质监测数据来自2012年1—9月的全国地表水监测数据。分析方法及水质标准按照地表水环境质量标准[18]进行。

1.3评价方法按照IBI的建立方法对松花江流域水生态环境质量进行评价[19]。IBI的评价标准,采用所有采样点指数值分布的95%分位数法建立,评价等级按照IBI分值由高到低分别定义为优、良好、一般、较差、很差共5个等级。参照点以生境状况中人类活动和土地利用一项得分大于13分和有襀翅目昆虫存在这2个原则确定。各参数间的Pearson相关分析在SPSS15.0中完成。

2结果与讨论

2.1IBI的建立和评价结果根据IBI建立的方法,研究确定S1~S10作为参照点,其余20个点作为监测点。利用底栖动物和着生藻类的调查数据,计算得到总分类单元数、密度、优势种比例、敏感物种分类单元数等共25个候选生物参数,通过敏感性分析、相关性分析,去除辨别力低的参数和冗余信息,最终筛选出总数量、EPT分类单元数、EPT密度、敏感种分类单元数、敏感种分类单元比例、Hilsenhoff生物指数(HBI)6个核心参数,构成松花江IBI评价的指标。根据所有采样点指数值分布的95%分位数法划分IBI评价等级标准:IBI>35.84为优;IBI=26.88~35.84为良好;IBI=17.92~26.88为一般;IBI<8.96为很差。研究区调查的30个采样点的IBI评价结果如表1所示。参照点中,50%评价为优,40%评价为良好和一般,仅10%评价为较差;20个监测点中,65%评价为较差和很差,25%评价为一般,评价为优和良好的占10%。

2.2IBI评价结果与生境质量和水质评价结果间的关系利用Pearson相关性和散点图,分析了采样点的IBI评价结果与其生境质量间的关系。从图1可见,IBI和生境质量评分间存在正相关关系,生境得分较高的采样点,IBI也普遍较高。参照点的IBI普遍比较高,大部分在21以上,生境质量评分也较高(69~89);IBI在8.2以下的低分采样点,生境质量评分也较低(41~51)。由于栖息地生境与生物群落的关系密切,而且在河流生态环境中占有重要的地位,分析生境状况的破坏是影响生物完整性和造成松花江流域水生态环境质量受损的一个重要因素。根据各采样点水质参数1—9月的平均值监测数据分析(见表2),松花江流域水质污染主要的超标项目为CODMn、BOD5、NH3-N、COD、TN、TP。调查区域水质以III类水质为主,水质达标采样点比例占67%。S1、S11等6个采样点为IV类水质,S14、S252个采样点为劣V类水质。IBI评价结果对于劣V类的2个采样点均评价为较差;III类水质各采样点中除生境评分比较低的,IBI评价结果基本在一般到优的等级,虽然IBI结果同时还受到生境质量的影响,但总体上IBI评价结果与水质是基本符合的。

2.3生物参数与生境和水质参数的关系对10项生境参数与26项生物参数间的相关性进行了分析。表3结果表明,除河岸土地利用类型外,其他9项生境参数分别与不同的生物参数间呈现出显著或极显著的相关性,这进一步说明了流域的生境状况会对河流水生生物状态产生影响作用。其中,生境总得分与EPT分类单元数、敏感物种分类单元数、底栖动物Shannon-Wiener多样性指数等多项生物参数间存在显著/极显著的正相关;同时,生境总得分与耐污种分类单元比例、生物学污染指数间存在显著/极显著的负相关。其次,速度与深度结合性、河岸稳定性、河水水量情况等指示河流水文和河岸状况的生境参数也与多项生物参数间存在不同程度的相关关系。总体上呈现出与表征生物质量良好、水质清洁的生物参数存在正相关,与指示水体污染的参数存在负相关,这说明河流水文和河岸参数对河流水生生物状态也会产生比较显著的影响和变化。同时,河流水流情况、植被多样性、水质状况和人类活动强度这4项参数与IBI之间呈现出显著/极显著的正相关关系,说明这些生境条件更明显地引起生物完整性的变化。对以上这些数据的分析表明,河流的生境质量与河流中水生生物的状况有着非常重要的联系,生境质量受损和退化会显著地反映在生活其中的生物的变化情况,如敏感物种数量和种类的减少、耐污物种数量和种类的增加、耐受污染能力增加等变化。对辽河的研究也表明,辽河栖息地质量与多项底栖动物生物指标显著相关[2]。相关学者在生境对生物影响的关系研究中发现,卵石和大石基岩等好的底质能保持河床稳定性[23],好的生境条件可以为底栖动物提供稳定且多样的栖息空间,支持多样的底栖类群。综上分析,栖息地生境质量的受损和破坏,确实是影响松花江流域水生态质量的一个重要环境因素。为恢复和改善流域的水生态质量,其生境质量应该受到重视和保护。

研究还发现,生境总得分、速度与深度结合性、河岸稳定性等几个生境参数都与着生藻类的ShannonWiener多样性指数和Pielou均匀度指数间存在显著/极显著的负相关关系。而通常情况下,多样性和均匀度越高,指示生物状态越好,水体污染越轻[26],但是本研究数据表明,生境质量的破坏会引起着生藻类多样性和均匀度的增加。底栖动物并没有出现这样的情况,其多样性和丰富度指数都与生境存在正相关关系。分析认为,着生藻类多样性的变化可能是由于耐污种种类和数量的增加所引起,所以这种情况下,着生藻类多样性和均匀度指数不适合单独用于松花江流域的评价,相比底栖动物更适合应用在松花江流域的水生态环境质量评价中。对超标的水质参数与各生物参数、IBI进行了相关性分析,结果见表4。从表4可以看出,电导率和溶解氧与多项着生藻类的生物参数存在相关性,溶解氧与藻类多样性指数、HBI、耐污种数量等呈显著负相关,说明耗氧污染物的减少会使得底栖动物耐污种数量下降,反映有机物污染的指数值也随之下降。电导率与藻类多样性指数呈显著正相关,与底栖动物密度、耐污种数量等呈极显著/显著正相关,与敏感种分类单元比例呈显著负相关,说明有机质污染导致底栖动物耐污种的数量增加,敏感种种类减少,底栖动物总密度的增加分析可能是由于耐污种数量的增加引起的。有研究发现,营养物质浓度的增加,可能引起底栖动物的总密度减小[27],也可能引起底栖动物总密度增加[28]。CODMn与底栖动物敏感种数量比例呈显著负相关,BOD5、NH3-N、COD、TN、TP与总密度间呈极显著正相关,6个污染因子与污染指数间呈极显著/显著正相关,这进一步佐证了上述结论。其次,有机质污染引起藻类多样性增加,分析可能是耐污种藻类的产生和繁殖的结果。耐污种数量、耐污种数量比例、HBI及污染指数这4个指示污染程度的生物指数分别与CODMn、BOD5、NH3-N、COD、TN、TP几个超标污染因子显示出不同程度的正相关,这样的结果进一步说明了有机质和N、P等富营养化元素的污染对于松花江流域水中生物的多样性分布,耐污种敏感种的出现和繁殖产生了明显的影响。但IBI并未与这些化学参数显示出明显的相关性,但这并不影响化学污染的压力在单个生物参数上产生的显著影响,虽然利用单个生物参数评价生物质量不够全面,但是可以依赖其寻找潜在化学压力,为水质治理和防护提供有效的数据支持。河流水生态环境质量的评价,除了了解河流的生物状态,更重要的还是要解决污染因子和生物质量间的关系[29],这样评价工作才能有效的为河流污染的治理和修复提供有利支持。已开展的相关研究主要集中在分析BOD5、COD、TN、TP、浊度等综合性的污染因子与生物参数间存在的相关关系上[1,5],尚没有深入分析直接引起生物状态变化的化学影响因子及其之间的影响方式。目前,在松花江还无法确定其有机污染物的种类,对于针对松花江流域生物状态和特征有机污染因子间的关系的研究,还需要更长时间的研究来进一步了解。

3结论

水环境论文范文第8篇

综合考虑环境质量目标、现有的环境治理技术条件和收费情况,借鉴国外的经验,可以对我国设立独立的环境税进行如下设想。(1)税目。环境税税目应当包括气体、液体和固体三个方面,如二氧化碳、二氧化硫、污水、废水及一些固体废弃物。选择这些对象为环境税税目的原因主要有以下几个方面:首先,就目前来看,上述对象给我国环境带来的负面影响较为严重;其次,对于这些污染物,我国已经开征了排污费,征收环境税的条件相对成熟;最后,借鉴国外开征环境税国家的成功经验。这一方面可以利用现有缴纳排污费的条件,减少征收阻力,另一方面可以大大降低环境税的设计难度。⑵税率。作为国家实行宏观调控的一个重要的经济杠杆,同时考虑到我国目前的经济发展形势,大规模的增税计划短期内不可能实现,因此,独立环境税的设立应当遵循“费改税”原则,根据2003年《排污收费条例》以及《中国绿色GDP核算研究报告2004》的规定,设置相对较低的环境税税率。⑶计税依据。目前国际上通行的方法是对污染产品征税,计税依据为产品数量。如燃烧煤炭、汽油、天然气等化石燃料是碳排放的主要成因,要想减少二氧化碳的排放量,一方面可以针对煤炭、石油和天然气等化石燃料本身的含碳量来征税,也可以针对二氧化碳的实际排放量来征税。理论上,从税额的准确性角度而言,环境税的计税依据确定为相应污染物的实际排放量更为可取,但考虑到针对排放量来征税存在一定的监督和管理问题,所以针对各种化石燃料中的碳含量来征税可能效果更好。考虑到我国目前的状况和数据的可得性,本文暂且借鉴我国已有的征收排污费的经验,以实际排放量作为环境税的计税依据。

二、环境税对企业环保行为选择的影响分析

环境税政策是政府环保规制的一种方式,因此,企业对该政策采取的不同遵从行为,即是否缴纳环境税将成为企业自主决策的前提和基础,将对企业的环保行为产生重要影响(如图一)。然而,企业通常都具有趋利性,因此对环境税政策的遵从行为取决于纳税金额的大小。如果企业缴纳的环境税较高,在权衡之下,企业将逃避缴纳税收,从而会选择逃避型环保行为;如果企业缴纳的环境税在企业的接受范围内,企业会缴纳环境税,并选择主动型或者应对型环保行为。下面将基于单个微观企业的视角,分析环境税对企业环保行为选择的影响。

1.环境税政策下企业采取主动型环保行为企业在缴纳环境税的前提下,从自身实际情况出发,采取主动型环保行为。企业一方面可以在保持原有的生产和治污技术不变的前提下,通过扩大原有的治污设施或者新建污染治理系统,提高企业的治污水平,使等量产出条件下的污染物排出量降到最低标准,另一方面企业可以通过采用新的环保技术来提高自身治污能力,降低企业生产对环境造成的危害,达到政府环保规制政策的要求。

2.环境税政策下企业采取应对型环保行为企业在缴纳环境税的前提下,不改变原有治污能力和水平,采取应对型环保行为。一方面,企业为达到环境保护标准,可以在合理区间内,适当减少产出数量,从而一定程度上降低污染物的排出量。另一方面,企业在保证产出不变的情况下,将税收成本向前转嫁给消费者或者向后转嫁给生产者,使得企业的成本保持不变,同时可以达到遵从环境保护政策的目的。

3.环境税政策下企业采取逃避型环保行为当缴纳的环境税超出企业的可承受范围时,企业会选择偷排或者迁址等行为来逃避缴纳环境税,如把一些污染严重的生产性工序和产品转移到一些对污染管控不严的国家或地区,通过对外投资设厂,企业的治污能力和水平都没有发生根本性的变化,但在这个过程中,企业将投入较大的搬迁成本,甚至会面临罚款、停业整顿等行政或法律处罚。

三、政策启示

1.积极完善税收制度政府应当积极进行制度创新,进一步健全和完善环境税政策,构建减少污染物排放的税收制度体系,相机抉择地提高环境税税率,以考虑经济个体税收负担的合理性以及宏观调控的需要,对符合减排的设备、产品、技术和行业给予一定的减税,同时,政府要继续深化研究相关政策,不断从实践中总结、提升、完善各种政策措施,通过对事权的界定,对环境税税收收入归属权在政府间进行划分,为减少政策变化过程中来自地方政府的阻力,平衡地区间的财力差异,缓解地方财政收入不足的状况,加强地方政府对本地区企业在环境税政策遵从方面的引导和推进作用。

2.提高环境规制强度在试点征收环境税时,应当提高环境规制强度,激励企业进行治污技术创新,让企业在高治污水平上实现污染减排和治理,给企业形成强有力的政策推行意愿,消除政策实施的不确定性,让企业也形成稳定可信的政策实施承诺,这将有利于企业采纳新环保技术,选择积极的环保政策遵从行为和环保投资策略,实现政策目标。针对不同地区和行业的实施特点,政府应当针对不同地区和行业的特点,设置具有差异化的环境规制强度,在实施过程中不断修正调整至合理水平,从而使环境规制对企业的环保行为产生持续的刺激作用。

3.制定和实施相应的配套政策措施环境税政策的实施需要一系列完善的制度相配套,政府在制定和实施环境税政策的配套政策措施时,应具有灵活性,注重与其它的环境政策配合、补充。在环境税政策实施初期,政府部门一方面应加强对政策的宣传解释,另一方面,政府可以采取一些优惠措施,如贷款贴息、税收优惠等,来提高企业的政策遵从意愿。在政策实施后,政府则要加强对企业的技术服务,环保部门应积极主动地与企业沟通,安排专家到企业进行技术咨询,了解并解决企业在政策实施过程中遇到的实际问题,减少企业的政策遵从障碍,提高企业采纳新环保技术的积极性。